diagnostico de la contaminaciÓn por el mercurio en … · contaminación por el mercurio en la...

Institut de Recherche pour le Développement (La Paz, Marseille Francia)Unidad de Limnología y Recursos Acuáticos - Universidad Mayor de San Simón (Cochabamba)

Laboratorio de Calidad Ambiental - Universidad Mayor de San Andrés (La Paz)Servicio de Laboratorio y de Diagnostico en Salud - Universidad Mayor de San Andrés (La Paz)

International Institute for Geo-information Science and Earth Observation (ITC, The Netherlands)

DIAGNOSTICO DE LA CONTAMINACIÓN POR EL MERCURIO

EN LA CUENCA ITÉNEZ

Procesos geoquímicos y bioquímicosExposición de las poblaciones humanas

Marc Pouilly, coordinadorTamara PérezAlex Ovando

Fabiola GuzmánPamela Paco

Jean Louis DupreyJaime ChincheroBerenice Caranza

Flavia BarberiJacques Gardon

Cochabamba, BoliviaAgosto 2008

Con el apoyo de

WWF Bolivia PD-ANMI IténezPrefectura del Beni

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - i

AGRADECIMIENTOS

Entidades de apoyo económico:

WWF convenio IRD KN10-3339, IRD-EMAA, IRD-UR131, IRD-UR154

Entidades de apoyo técnico y logístico:

Bolivia

UMSS Cochabamba – ULRA ; UMSA La Paz - LCA y SELADIS ; Prefectura del Beni ; PD-

ANMI Iténez y Municipios de Baures y Madgalena, Provincia Iténez, Departamento Beni, Bolivia

Internacional

IRD-UR024 ; LMTG Toulouse, Francia

International Institute for Geo-information Science and Earth Observation (ITC) , The Netherlands

Agradecimientos personales a:

Lila Sainz, Marcela Añez, Yvana Dorada y Mauricio Barba de la ofcina WWF de Trinidad

Alfonso Salas (Responsable UDAP), Jorge Cuellar y Carola Vaca (directores PD ANMI – Iténez),

Claudia Vargas – Unidad de Gestión Ambiental, Prefectura del Beni

Jean Remy Guimaraes (Universidad Federal de Río de Janeiro, Brasil) y Laurence Maurice (IRD)

Danny Rejas, Mabel Maldonado, Edgar Goitia, Jimena Camacho, Giovanny Crespo, Nabor Moya,

Evans de la Barra, Jorge Espinosa, Carlos Molina, Takayuki Yunoki, Lincy Ugarte, Huascar Muñoz.

A los comunarios de Remanso, Cafetal, Buena Vista, Piso Firme, Mategua, Versalles y Bella Vista y

en particular Nelson Herrera (Sub-alcalde de Remanzo / presidente del comité binacional de

frontera), Hermogenes Rivero (Bella Vista), Dr. Alberto Lopez (medico de Baures), David Cuellar

(inspector saneamiento ambiental, Magdalena), Tomas Suárez y familia (Bella Vista).

In memoriam Marc Roulet

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - ii

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - iii

INDICE

AGRADECIMIENTOS....................................................................................................................................iINDICE ..........................................................................................................................................................iiiINDICE DE FIGURAS................................................................................................................................... vINDICE DE TABLAS...................................................................................................................................viiiRESUMEN..................................................................................................................................................... ix

INTRODUCCION..........................................................................................................................................1I- La problemática del mercurio en la Amazonía........................................................................................ 1II- Presentación del estudio..........................................................................................................................2III- Área de estudio y diseño experimental general......................................................................................3IV- Bibliografía............................................................................................................................................6

PARTE I...........................................................................................................................................................9Identifcación y mapeo de zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio en la cuenca del río Iténez................................................................................................................................................................9

I.1- Introducción..........................................................................................................................................9I.2- Métodos.............................................................................................................................................. 12

I.2.1- Caracterización de la cuenca del río Iténez.................................................................................13I.2.2- Modelo de arrastre de sedimento................................................................................................14I.2.3- Identifcación de zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio.......................19I.2.4- Validación del método.................................................................................................................19

I.3- Resultados...........................................................................................................................................20I.3.1- Cobertura de bosque y deforestación.......................................................................................... 20I.3.2- Dinámica de inundaciones..........................................................................................................22I.3.3- Indicadores del paisaje................................................................................................................ 23I.3.4- Patrones de deposición de sedimentos.........................................................................................24I.3.5- Relación entre unidades de vegetación-inundación y tiempos de residencia...............................26I.3.6- Zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio..................................................27I.3.7- Validación del método.................................................................................................................27

I.4- Discusión.............................................................................................................................................28I.5- Conclusiones y recomendaciones........................................................................................................29I.6- Bibliografía..........................................................................................................................................30

PARTE II........................................................................................................................................................33Geoquímica.................................................................................................................................................... 33

II.1- Introducción...................................................................................................................................... 33II.2- Métodos.............................................................................................................................................34II.3- Resultados y discusión........................................................................................................................35II.4- Conclusiones......................................................................................................................................40II.5- Bibliografía........................................................................................................................................ 42

PARTE III...................................................................................................................................................... 43Bioacumulación y biomagnifcación del mercurio en los peces de la cuenca Iténez........................................43

III.1- Introducción.....................................................................................................................................43III.2- Métodos............................................................................................................................................44III.3- Resultados........................................................................................................................................ 46

III.3.1- Patrones de bioacumulación del mercurio en 6 especies...........................................................48III.3.2- Relación de las concentraciones de mercurio y el isótopo de nitrógeno estable en 6 especies...50III.3.3- Comparación de las concentraciones de mercurio en los ríos Iténez, Blanco y San Martín.....52III.3.4- Biomagnifcación .....................................................................................................................53

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - iv

III.3.5- Factor de biomagnifcación, largo de cadena y factor de contaminación.................................54III.3.6- Especies comerciales.................................................................................................................55

III.4- Conclusiones.................................................................................................................................... 57III.5- Bibliografía.......................................................................................................................................59

PARTE IV...................................................................................................................................................... 63Exposición humana al mercurio en los Municipios de Baures y Magdelena, río Itenez 2007.........................63

IV.1- Introducción .....................................................................................................................................63IV.2- El mercurio....................................................................................................................................... 64

IV.2.1- Propiedades...............................................................................................................................64IV.2.2- Exposición Ocupacional al Mercurio........................................................................................65IV.2.3- Fuentes y ciclo del mercurio......................................................................................................65IV.2.4- Absorción y excreción............................................................................................................... 66IV.2.5- Efectos en la salud.....................................................................................................................67IV.2.6- Biomarcadores.......................................................................................................................... 68IV.2.7- Límites permisibles de mercurio................................................................................................69

IV.3- Zona de estudio.................................................................................................................................69IV.4- Metodología......................................................................................................................................70

IV.4.1- Selección de comunidades.........................................................................................................70IV.4.2- Censo de población, selección de los participantes y muestreo de cabellos...............................71IV.4.3- medidas éticas........................................................................................................................... 72

IV.5- Resultados.........................................................................................................................................72IV.6- Conclusiones.....................................................................................................................................74IV.7- Bibliografía........................................................................................................................................76

PARTE V........................................................................................................................................................77Conclusión generall............................................................................................................................... 77

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - v

INDICE DE FIGURAS

Figura 1- Ubicación geográfca de la cuenca Iténez/Guaporé y caracterización de sus principales subcuencas............................4

Figura 2- Red hidrográfca principal de la parte boliviana de la cuenca Iténez y sectores de muestreo de bioquímica y geoquímica utilizado en el marco de este proyecto.................................................................................................................................. 5

Figura I 1- Diagrama de fujo de la metodología utilizada para detectar las zonas potenciales de deposición y transformación del mercurio........................................................................................................................................................................ 13

Figura I 2- Área seleccionada para la implementación del método de identifcación de zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio.............................................................................................................................................. 15

Figura I 3- Diagrama de fujo de la metodología empleada para la identifcación de cambios de uso de suelo y cobertura vegetal..................................................................................................................................................................................... 16

Figura I 4- Efecto del tamaño de las partículas en el tiempo de viaje de las mismas (Lu et al 2003)......................................17

Figura I 5- Diagrama de fujo del procedimiento seguido para la optimización del Modelo Digital de Elevación (DEM)(Adaptado de De Ruyver 2004)...................................................................................................................................... 18

Figura I 6- Cobertura y localización de los sitios de muestreo para la validación del método. Los puntos negros corresponden (a) a los sitios de muestreo geo- y bioquímico (mapa de la izquierda) y a los sitios de muestreo de suelos de llanura de inundación para la validación (mapa de derecha).......................................................................................................................................20

Figura I 7- Porcentaje de cobertura boscosa por subcuencas................................................................................................ 21

Figura I 8- Porcentaje de terreno de cada subcuenca afectado por un cambio de cobertura vegetal en el periodo 2001-2005 (MODIS-VCF)............................................................................................................................................................ 21

Figura I 9- Mapa de la cuenca del río Iténez clasifcada en unidades de terreno (asociación entre tipo de vegetación y temporalidad de inundaciones) a partir de imágenes J-ERS (Martinez & Le Toan 2007). La parte blanca aparece sin información en las imágenes satelitales. ........................................................................................................................... 22

Figura I 10- Porcentaje de superfcie inundable por subcuenca. .......................................................................................... 23

Figura I 11-Cambio de uso de suelo en la cuenca Iténez entre 1986 y 2007....................................................................... 24

Figura I 12- Variación de los tiempos de residencia de partículas de arcilla y limo en las subcuencas Cachuela-Colorado, Corumbiara y Pimenteiras entre 1986 y 2007 (cuenca Iténez, Bolivia-Brasil), El valor de cada celda representa el tiempo (en segundos) que una partícula de limo o arcilla tarda en atravesar un área de 90x90 metros. ..................................................25

Figura I 13- Comparación de los tiempos promedio [segundos] de residencia de las partículas (estimadas por el modelo HSDR) para cada subcuenca entre 1986 y 2007......................................................................................................................... 26

Figura I 14- Promedio ponderado de tiempo de residencia [segundos]de partículas de limo y arcilla en diferentes unidades de vegetación-inundación..................................................................................................................................................... 26

Figura I 15- Zonas potenciales de deposición de mercurio en las subcuencas Pimenteiras, Corumbiara (Brasil) y Cachuela Colorado (Bolivia) Las zonas más oscuras representan las áreas con mayor potenciales de deposición y transformación de mercurio por tener los mayores tiempos de residencia para el limo y pertenecer a unidades temporalmente inundables por las aguas de los ríos............................................................................................................................................................................... 27

Figura I 16- Correlación entre tiempo de residencia de las partículas de suelo [segundos] y concentración de mercurio [PPM] en sitios de muestreo............................................................................................................................................................ 28

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - vi

Figura II 1- Relación entre la cantidad de mercurio total por volumen de agua y la cantidad de sólidos suspendidos en el agua en 27 sitios de muestreo de la cuenca Iténez. Los diferentes símbolos presentan el tipo de hábitat (río o laguna) y el sector de los sitios. ........................................................................................................................................................................... 37

Figura II 2- Distribución estadística (media y cuartiles) de la cantidad de mercurio total peso de sedimento(HgP en ng.g-1) en cinco sectores de la cuenca Iténez, tres infuenciado por actividades antrópicas (deforestación, Iténez y mina) y dos en sistemas naturales poco intervenido (Blanco y San Martín)............................................................................................................. 37

Figura II 3- Relación entre la cantidad de mercurio total por volumen de agua y la cantidad de sólidos suspendidos en el agua en 27 sitios de muestreo de la cuenca Iténez y dos sitios en la serranía San Simón, río debajo de la zona de explotación minera. Los diferentes símbolos presentan el tipo de hábitat (río o laguna) y el sector de los sitios.............................................................. 38

Figura II 4- Distribución estadística (media y cuartiles) de la cantidad de mercurio total peso de sedimento ([Hg]p en ng.g-1) en junio (izquierda) y septiembre (derecha) del 2008, en cinco sectores de la cuenca Iténez, tres infuenciado por actividades antrópicas (deforestación, Iténez y mina) y dos en sistemas naturales poco intervenido (Blanco y San Martín).........................39

Figura III 1- Modelos de bioacumulación del mercurio total en peces de la Amazonía (Roulet, 2001)................................... 44

Figura III 2- Patrones de bioacumulación en peces de los ríos Iténez (círculos), Blanco (rombos) y San Martín (triángulos). A) Curimatella cf. alburna, B) Piado del campo (Schizodon fasciatus), C) Sardina (Triportheus angulatus), D) bentón (Hoplias malabaricus), E) Pez cachorro (Acestrorhynchus altus) y F) Piraña roja (Pygocentrus nattereri)............................................50

Figura III 3- Relación entre δ15N y concentración de mercurio en peces de los ríos Iténez (círculos), Blanco (rombos) y San Martín (triángulos). A) Curimatella cf. alburna, B) Piao del campo (Schizodon fasciatus), C) Sardina (Triportheus angulatus), D) bentón (Hoplias malabaricus), E) Pez cachorro (Acestrorhynchus altus) y F) Piraña roja (Pygocentrus nattereri)...............52

Figura III 4- Comparación de las tasas de mercurio corregido de seis especies en la cuenca del río Iténez A) Curimatella cf. alburna, B) Piado del campo (Schizodon fasciatus), C) Sardina (Triportheus angulatus), D) bentón (Hoplias malabaricus), E) Pez cachorro (Acestrorhynchus altus) y F) Piraña roja (Pygocentrus nattereri). Las líneas horizontales representan la variabilidad del error estándar de la longitud estándar y las líneas verticales representan la variabilidad del 1.96 de error estándar de las tasas de mercurio corregidas..................................................................................................................................................... 53

Figura III 5- Biomagnifcación del mercurio en relación a seis gremios trófcos de peces (según Pouilly et al. 2004. A) río Iténez, B) río Blanco y C) río San Martín. La concentración de mercurio de los peces zooplanctívoros ha sido determinada a un reducido número de individuos por lo que los valores pueden no ser representativos del gremio...............................................................54

Figura III 6- Concentraciones de mercurio para cuatro especies de peces comerciales en diferentes sectores del río Iténez (Alto Iténez, Remanso Mategua y Versalles) y de una zona de referencia natural (Bella Vista). A) tucunaré (Cichla monoculus), B) surubí (Pseudoplatystoma fasciatum) C) bentón (Hoplias malabaricus) y D) piraña roja (Pygocentrus nattereri)). Los cuadrados pequeños representan la media, los cuadrados más grandes representan la desviación estándar y las líneas representan 1.96 del error estándar. El número de individuos está indicado encima de cada cuadrado. Las concentraciones de mercurio de la zona de referencia se encuentran por debajo de las concentraciones de los diferentes sectores del Iténez. .................................................56

Figura IV.1- Ubicación geográfca de los ríos Itenez, Blanco, y poblaciones de estudio........................................................... 70

Figura IV.2- Histograma general de las poblaciones de estudio............................................................................................73

Figura IV.3- Box plot de comparación de los niveles de Hg por comunidad (Izquierda) y de los niveles de mercurio por ríos (Derecha)...................................................................................................................................................................... 74

Figura V.1- Evolución temporal (1900-2000) de las concentraciones de mercurio en el río Beni. Los valores corresponden a los valores observados divididos por los valores esperados en relación a la cantidad de arcilla contenido en testigos de sedimentos de los ríos Mamoré y Beni (Maurice-Bourgoin et al. 2004)........................................................................................................78

Figura V.2- ¿Cual es el futuro de las concentraciones en mercurio en el río Iténez?, ¿A que plazo podemos estimar que las concentraciones alcanzarán niveles considerados tóxicos? El diagnostico 2007 indica un desfase en el río Iténez (Izquierda), pero no podemos evaluar su evolución en el tiempo (Derecha)..................................................................................................... 80

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - vii

INDICE DE TABLAS

Tabla II 1- Concentraciones de sedimentos [SS], de mercurio [Hg]p en la fracción particular del agua y concentraciones de mercurio particular por volumen de agua [Hg]v en lagunas y ríos de diferentes sectores de la cuenca del río Iténez. Existe una relación directa entre estos valores: [Hg]v = [Hg]p*[SS]. En base a dos campañas de medidas en junio y septiembre de 2008.36

Tabla II 2- Modelos de predicción de la concentración de mercurio particular natural ([Hg]p y [Hg]v) en las aguas de la cuenca Iténez. Coefcientes de regresión derivados de análisis de regresión múltiple linear con selección de los parámetros signifcativos. La predicción se realiza mediante la ecuación (ejemplo de [Hg]v con el modelo de Junio) Ln([Hg]v) = (0.585 * Ln([SS])) – (-1.522 * Ln(pH)) + (-0.436 * Ln(cond)) + 0.618 con Ln = Log neperiano de los valores brutos. Todos estos modelos son altamente signifcativos (Anova, P<0.0001).................................................................................................................... 40

Tabla III 1- Número de individuos, rango de mercurio y de tamaño de las 21 especies de peces capturados en la cuenca del Iténez. .................................................................................................................................................................................... 47

Tabla III.2- Análisis de regresión lineal múltiple de las concentraciones de mercurio [Hg]c por la longitud estándar (LS), el δ 15N de 21 especies de peces colectados en los ríos Iténez, Blanco y San Martín. El modelo utilizado es de tipo [Hg]c = αLS + γLog(15N) + b. Los coefcientes α y γ asociados a cada variable así que el valor de intercepto b son inscritos en la tabla cuando son signifcativos................................................................................................................................................. 61

Tabla IV.1- Número de habitantes y de muestras realizadas en las cinco comunidades de estudio............................................71

Tabla IV.2- Analísis de regresión logistica entre las concentraciones de mercurio en los cabellos de 301 individuos de la cuenca Iténez y las variables explicativas género, edad, ocupación y población................................................................................. 73

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - viii

RESUMEN

La cuenca binacional del río Iténez (Brasil – Bolivia) es afectada por actividades antrópicas

conocidas por aumentar los riesgos de contaminación por el mercurio, como son la minería aurífera

y la deforestación. En este estudio se realizó un diagnostico de los niveles de contaminación por el

mercurio de esta cuenca a través de una comparación de la situación en el río Iténez, colector de

aguas procedentes de diferentes áreas degradadas, y en dos ríos situados en una cuenca poco

intervenida (subcuenca de los ríos San Martín y Blanco). El estudio consideró cuatro temas

principales: 1) mapeo de las zonas degradadas y de las zonas potenciales de deposición del mercurio,

2) evaluación de las concentraciones de mercurio en los sedimentos de los ríos y lagunas, 3) en los

peces de diferentes niveles trófcos y 4) en los pobladores ribereños a los ríos.

1- Mapeo de las zonas degradadas y de las zonas potenciales de deposición del

mercurio.

Las características de pendiente, rugosidad y cobertura vegetal determinan a) la distribución y los

tiempos de residencia de las aguas y de las partículas de limo y arcilla y b) la movilización de

mercurio procedente de la erosión en la cuenca del río Iténez. Indicadores como el porcentaje de

cobertura de bosque y la tasa de conversión de bosques (deforestación), que ocurrió intensamente en

la parte oriental de la cuenca Iténez (territorio brasilero) entre 1986 y 2007, apuntan a un

incremento de los procesos erosivos y por consecuencia una mayor movilización de mercurio en la

cuenca. En este estudio se realizó una modelización preliminar del arrastre de sedimentos, que

permitió establecer que las áreas inundadas (permanentemente u ocasionalmente inundadas)

coinciden con un elevado tiempo de residencia de las partículas, apuntando a que la deposición de

sedimentos con altas concentraciones de mercurio ocurre primariamente en estas zonas. La validez

de la modelización fue confrmada por los resultados de un análisis de los suelos en diferentes

sectores que demuestran que las concentraciones de mercurio son mas altas en suelos susceptibles a

inundaciones.

2- Sedimento particulado en el agua

Las concentraciones de mercurio en la fracción particular del agua fueron evaluadas en 27 puntos

de ríos y lagunas del área de estudio repartidos en los ríos bolivianos de referencia natural (Blanco y

San Martín), en los ríos que drenan aguas de áreas afectadas por la deforestación o por la mina

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - ix

aurífera en el área boliviano de la Serranía San Simón, y a lo largo del río Iténez. Dos campañas de

muestreo fueron realizadas en junio de 2008 (fn de aguas altas) y septiembre de 2008 (fn de estiaje).

Las tasas de mercurio contenido en los sedimentos arrastrados por los ríos aparecen bastante

homogéneas en los diferentes sectores estudiados a excepción de los arroyos que drenan la Serranía

y la mina San Simón. Estos últimos presentan hasta 40 veces más mercurio que los demás,

indicando probablemente un aporte de mercurio exógeno vinculado a la actividad minera.

Existe una relación directa entre la cantidad de mercurio particular transportada por el río y su

carga sedimentaria. Por lo tanto el río Blanco, de aguas blancas, transporta naturalmente más

mercurio que los otros dos ríos San Martín e Iténez, de aguas menos turbias debido a la geología de

su cuenca. Sin embargo, aunque naturalmente de aguas claras, los ríos que presentan un impacto

(mina o deforestación) presentan un nivel de mercurio parecido al río de aguas blancas.

La variación de concentraciones de mercurio particular observada entre junio y septiembre indica

que los ríos impactados así como el río Iténez arrastran partículas con la misma carga en mercurio

en las dos épocas aunque los ríos no impactados presentan una reducción signifcativa de la carga de

mercurio en el sedimento en la época de estiaje.

3- Concentraciones de mercurio en los peces

La concentración de mercurio total y la tasas de nitrógeno isotópico estable (δ15N, indicador del

nivel trófco de los organismos) fueron medidos sobre un total de 598 individuos pertenecientes a 21

especies, capturados en los diferentes ríos y lagunas del estudio. Un estudio más preciso de

comparación de las tasas de bioacumulación (incremento de las concentraciones de mercurio con el

edad del organismo) y biomagnifcación (incremento de las concentraciones de mercurio entre dos

niveles trófcos sucesivos) se realizo sobre 6 especies, presentes en los tres ríos Iténez, Blanco y San

Martín y que se diferencian por su alimentación : Curimatella cf. alburna (llorona, detritívoro),

Schizodon fasciatus (Piao del campo, herbívoro), Triportheus angulatus (Sardina, invertívoro) y tres

especies piscívoras: Pygocentrus nattereri (Piraña roja), Hoplias malabaricus (Bentón) y Acestrorhynchus altus

(Pez cachorro). También se realizo una estimación de las concentraciones de mercurio en las

especies mas importantes para el consumo local y la pesca comercial del sector: Phractocephlalus

hemiliopterus (General), Pseudoplatystoma tigrinum (Chunquina), Colossoma macropomum (Pacú), Plagioscion

squamosissimus (Corvina), Cichla monoculus (Tucunaré) y Pseudoplatystoma fasciatum (Súrubi).

Las concentraciones de mercurio en los peces del río Iténez son superiores a las encontradas en los

peces de los ríos poco intervenidos. La tendencia de la biomagnifcación es similar y positiva para los

tres ríos. Las especies con hábitos alimenticios no carnívoros presentan menores tasas de mercurio

que aquellas carnívoras. Sin embargo el factor de biomagnifcación del mercurio es mayor en el río

Iténez en relación a los otros dos ríos en la zona de referencia.

Las altas tasas de mercurio encontradas en los peces del río Iténez no son naturales y probablemente

están infuenciadas por el nivel de degradación de la cuenca. Las especies comerciales, debido a que

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - x

en general son de hábitos alimenticios carnívoros, presentan altas tasas de mercurio, pero pocos

individuos sobrepasan el limite para el consumo humano propuesto por la OMS (0.5 μg.g-1) . Las

tasas de mercurio en peces mostraron una tendencia a disminuir a medida que los puntos de

muestreo se alejan de la mina San Simón. Sin embargo estos aparentes valores elevados en la zona

no pueden ser simplemente atribuidos al efecto de la mina San Simón debido a que en algunos

casos las concentraciones de mercurio en zonas alejadas de la mina son mayores a las de su zona de

infuencia.

4- Exposición de las poblaciones ribereñas

Se tomaron muestras de cabello a 307 a personas seleccionadas en cinco comunidades situadas

cerca del río Iténez o de sus afuentes. Los niveles de mercurio se encuentran por debajo de los

límites de riesgo para la salud con un promedio de 2.98 μg/g, teniendo en cuenta que el límite

permisible de mercurio en cabellos es de 10 μg.g-1. Sin embargo estudios recientes indican que el

mercurio carece de un umbral por debajo del cual no se producen efectos adversos. Los resultados

muestran que los niveles encontrados en las comunidades situadas a proximidad del río Iténez

(Remanso, Mategua y Versalles) tienen concentraciones mas elevadas de mercurio con relación a las

comunidades de las zonas de referencia (Piso Firme y Nueva Brema).

Las cuatro partes de este estudio convergen en concluir que el río Iténez presenta una concentración

de mercurio en aguas, peces y poblaciones ribereñas mas alta que lo que se espera en condiciones

naturales. Esa situación se puede probablemente relacionar al grado de degradación general de la

cuenca, afectada en múltiples lugares por actividades antrópicas que provocan la erosión de los

suelos naturalmente cargados en mercurio. Sin embargo en la actualidad, para ninguno de los

compartimentos estudiados, las concentraciones observadas se encuentran críticas y por encima de

las normas vigentes. Sin embargo por principio precautorio, recomendamos que se determine la

velocidad de evolución de esa contaminación en el río Iténez para poder estimar cuales son los

riesgos de alcanzar un nivel de concentración crítico y a cuanto plazo. Esa preocupación necesita a

la vez un monitoreo y una investigación avanzada que pueda dar elementos para la evaluación de

los principales parámetros que controlan la contaminación por el mercurio: tasas de aporte de

mercurio, de metilación y de transferencia por la cadena trófca.

Contaminación por el mercurio en la cuenca Iténez - 1

INTRODUCCION

Tamara Pérez, Marc Pouilly & Alex Ovando

I- La problemática del mercurio en la Amazonía

Los suelos de la cuenca Amazónica presentan altas concentraciones de mercurio de forma natural

(Roulet 2001). La estabilidad de los suelos debido a la cobertura vegetal impide el movimiento de

este metal, pero cuando se produce un fenómeno de erosión, como por ejemplo por deforestación

agrícola o resultando de la minería, el mercurio se torna disponible en el medio ambiente (Farella

2006), penetrando en los ecosistemas acuáticos gracias a los ciclos de inundación estacional de los

ríos (Roulet 2001, Guimarães et al. 2000). Las llanuras de inundación y lagunas adyacentes son

favorables a la metilación del mercurio (metilmercurio) que es una sustancia mas toxica que el

mercurio por ser mas biodisponible (Roulet et al. 2000).

La acumulación de mercurio en los organismos depende de dos factores principales: la

bioacumulación y la biomagnifcación. La bioacumulación depende del tiempo de exposición del

organismo a concentraciones superiores a las que puede excretar (Padovani et al. 1993), por lo tanto

la tasa de mercurio está relacionada con el tamaño y la edad del organismo. La biomagnifcación

corresponde al incremento de la concentración de mercurio o metilmercurio de un nivel de la

cadena trófca inferior a otro superior. La tasa de mercurio depende del régimen alimenticio: un

predador de un alto nivel trófco presenta mayor concentración de mercurio (Deza 1997). Estos dos

factores combinados incrementan el riesgo de presentar cuadros tóxicos por mercurio (Lacerda et al.

1994, Deza 1997, Barbosa et al. 2003, da Silva et al. 2005, entre otros). En un medio contaminado, el

ser humano se encuentra expuesto al mercurio de forma directa (aire, agua) e indirecta (alimento),

por lo que el proceso de biomagnifcación alcanza sus niveles máximos ya que por sus hábitos

alimenticios el ser humano ocupa el último nivel trófco.

En la Amazonia se han reportado varios casos de intoxicación humana. Los mayores niveles de

intoxicación se encuentran en el Brasil (Malm et al. 1995, Bidone et al. 1997). La población que se

encuentra en mayor riesgo son los hombres (Malm et al. 1995, Fréry et al. 2001), pescadores (Hacon

et al. 1997) y niños (Maurice-Bourgoin et al. 2000). En Bolivia la zona donde se ha evaluado este tipo

de riesgo son las cuencas del río Madre de Dios (Maurice-Bourgoin & Quiroga 2002) y del río Beni

(Alanoca 2001, Barberi 2006). Los riesgos de intoxicación humana por mercurio en la zona

amazónica boliviana es alta debido a su alta concentración en los suelos, incrementando su


disponibilidad cuando se encuentran carentes de cobertura vegetal o afectada por actividades

humanas que incrementan la erosión. La minería del oro, que utiliza mercurio para la

amalgamación de este metal (Hentschel 2000), es otro factor que afecta los aportes de mercurio en

los ecosistemas y por ende en las cadenas trófcas de la región.

II- Presentación del estudio

La cuenca del Iténez, compartida entre Bolivia y Brasil, se encuentra afectada por dos realidades

diferentes. La parte brasileña esta altamente degradada por deforestación y una intensiva actividad

agrícola. Por el contrario la parte boliviana, poco poblada y sin actividades antrópicas de gran

alcance, está bastante conservada y cubierta por extensas zonas de bosque. Sin embargo, la cuenca

media y baja del río Iténez está sometida a una fuente potencial de contaminación por el área

minera de la serranía San Simón (Beni, Bolivia), donde posiblemente se emplean grandes

cantidades de mercurio (15.36 toneladas por año, Hentshel et al. 2000).

A raíz de esta situación los pobladores ribereños, particularmente de la región de Remanso, situada

a poca distancia de la mina de San Simón, expresaron su preocupación. Ello derivo en el diseño del

presente estudio con el objetivo de realizar un trabajo de investigación para determinar los niveles

de mercurio en las aguas y sedimentos del río Iténez, así como su impacto sobre la contaminación

de los organismos acuáticos y de la poblaciones humanas en la parte baja del río Iténez.

La problemática de la contaminación por el mercurio se resume en tres niveles críticos: 1) la tasa de

aporte de mercurio en los sistemas acuáticos, 2) la tasa de transformación de este mercurio en el

metil-mercurio(forma orgánica y tóxica) por los procesos de metilación y 3) la tasa de transferencia

del mercurio a través de la cadena trófca; por lo tanto se buscó contestar las siguientes cuatro

preguntas:

¿Hay o no una tasa elevada de mercurio (Hg) en las aguas y en el sedimento de la cuenca del

Iténez?

¿El mercurio procede en mayor medida de las actividades mineras o de otras fuentes como la

deforestación?

¿Se puede o no identifcar zonas más favorable a los procesos de sedimentación del mercurio?

¿Hay o no contaminación de la cadena trófca y de las poblaciones ribereñas por el mercurio?


En relación a estas preguntas se desarrollaron cuatro estudios, representados en este informe cada

uno por un acápite especifco, con los siguientes objetivos:

1- Mapeo de las zonas degradadas y de las zonas potenciales de deposición del

mercurio. Estimación por teledetección de los niveles de deforestación, de las zonas de inundación

y de las zonas potencialmente más favorables al proceso de sedimentación en la cuenca del río

Iténez;

2- Geoquímica. Determinación de las tasas de mercurio en los diferentes compartimentos de los

sistemas acuáticos (río, laguna);

3 - Contaminación de la cadena trófca acuática. Evaluación de los niveles de

bioacumulación y biomagnifcación del mercurio en peces de lagunas de diferentes niveles trófcos

(desde detritívoros hasta piscívoros).

4- Exposición de las poblaciones ribereñas. Evaluación de las concentraciones en mercurio

de los cabellos de pobladores seleccionados en pueblos cercanos a los ríos de estudio (Piso Firme,

Remanso, Cafetal, Mategua, Versalles, Nueva Brema y Bella Vista).

III- Área de estudio y diseño experimental general

El río Iténez, conocido como Guaporé en Brasil, forma parte del sistema de subcuencas del río

Amazonas. Ubicado al extremo Este de Bolivia, se constituyó en una frontera natural de 870 km

entre Bolivia y Brasil, hasta la confuencia con el río Mamoré. Nace en el estado de Mato Grosso

(Brasil) e ingresa a Bolivia en las inmediaciones de la población de Catamarca hasta desembocar en

el río Mamoré para formar el río Madera. Su cuenca tiene una extensión de 266460 km2 (186460

km2 en territorio boliviano, departamentos de Beni y Santa Cruz, y 80000 km2 en territorio

brasilero) (Cruz 1987). Las subcuencas más importantes que conforman la cuenca del río Itenez son

(Figura 1): Itonama-Machupo, Paragua, Blanco, Corumbiara - Pimenteiras, San Simón, Alto y Bajo

Guaporé, Paragua y San Martín. Morfológicamente la cuenca Iténez se caracteriza por una planicie

de origen fuvio-lacustre y serranías formadas por aforamientos de roca basáltica que se traduce en

un rango de altitud entre los 2500 msnm en partes mas altas de la cuenca a 114 msnm en la

confuencia con el río Mamoré. El río se caracteriza por presentar bahías y lagunas, fruto del

cambio del curso del río, que en muchos casos se mantienen conectadas al cauce principal al menos

en época de aguas altas. El régimen climático en la zona es de tipo tropical, determinado por una

estación húmeda alternada por una época seca de menor duración. La temperatura media anual es

de 25 ºC y un promedio de precipitación entre 1000 y 1600 mm (Montes de Oca 2005).


Figura 1- Ubicación geográfca de la cuenca Iténez/Guaporé y caracterización de sus principales subcuencas.

En esta cuenca existe un sector en territorio boliviano que presenta bajo impacto antropogénico.

Ubicada en inmediaciones de la población de Bella Vista, esta zona está conformada por dos ríos

que diferen entre sí en la calidad de sus aguas:

Ø Río Blanco (aguas blancas), es uno de los principales afuentes del río Iténez. Tiene una

extensión de 850 km. Sus aguas presentan un elevado contenido de nutrientes y de sedimentos.

Ø Río San Martín (aguas claras/negras), un afuente del río Blanco. Sus aguas recorren 678 km.

Presentan un contenido de nutrientes intermedio y una baja tasa de sedimento. Este río se

caracteriza por presentar varias bahías y lagunas que son de origen fuvial y/o tectónico, cuya

conexión al cause principal es al menos estacional (Van Damme & Carvajal 2005).

El estudio de teledección (parte I) abarcó toda la cuenca o una parte de las subcuencas Paragua,

Corumbiaras y Alto Guaporé para la implementación del modelo de arrastre. Los estudios

geoquímicos (parte II) y bioquímicos (parte III) han utilizado un diseño experimental similar en el

que se buscó comparar datos del río Iténez (como zona potencialmente contaminada por varios

factores de presión antrópica) con datos de la zona de Bella Vista, muy poco intervenida y donde se

encuentran dos ríos con diferentes características de aguas (aguas blancas en el río Blanco y aguas

negras/claras en el río San Martín). El estudio de exposición humana (parte IV) consideró, cinco

comunidades ribereñas del río Iténez (Remanso, Mategua y Versalles), del río Paragua (Piso Firme) y

del río Blanco (Bella Vista y Nueva Brema).


Para los estudios geo- y bioquímicos, 27 sitios en ríos o lagunas agrupados en 3 sectores fueron

muestreados (Figura 2) :

A- Entrada al sistemaKm 6601 : Río Iténez arriba de la mina San Simón : 2 lagunas, 1 río

B- Gradiente longitudinal del río IténezKm 520 : Río Iténez en Puerto Rubio : 1 laguna, 1 ríoKm 450 : Río Iténez en Mategua : 2 lagunas, 1 ríoKm 320 : Río Iténez en Versalles : 2 lagunas, 1 ríoKm 210 : Río Iténez arriba de Buena Vista : 1 ríoKm 100 : Río Iténez arriba de Vuelta Grande : 2 lagunas, 1 río

C- Puntos potencialmente impactados (actividad minera o deforestación)Km 650, 630, 520 : Drenaje de la mina San Simón : 3 ríosKm 590, 550, 285 : Afuentes brasileros : 3 ríos

D- Puntos de referencia afuera del sistema Iténez (área de Bella Vista)Río con alta carga de sedimento (río Blanco) : 2 lagunas, 1 ríoRío con poca carga de sedimento (río San Martin) : 2 lagunas, 1 río

Figura 2- Red hidrográfca principal de la parte boliviana de la cuenca Iténez y sectores de muestreo de bioquímica y geoquímica utilizado en el marco de este proyecto.

1- los km indicados corresponden a la distancia aproximada a la confuencia al Mamoré, siguiendo el lecho principal del río Iténez.


IV- Bibliografía

Barberi F. 2006. Exposición al mercurio en una población del Bajo río Beni, temporada seca 2005. Tesis Maestría en salud pública. UMSA La Paz, Bolivia, 82p.

Barbosa A.C., De Souza J., Dórea J.G., Jardim W.F. & Fadini P.S. 2003. Mercury biomagnifcation in tropical black water, Rio Negro, Brazil. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 45: 235-246

Da Silva D.S., Lucotte M., Roulet M., Poirier H., Mergler D., Santos E.O. & Crossa M. 2005. Trophic structure and bioaccumulation of fsh of there natural lakes of the Brazilian Amazon. Water, Air, and Soil Pollution. 165: 77-94

Bidone E.D., Castilhos Z.C., Santos T.J.S., Souza T.M.C. & Lacerda L.D. 1997. Fish contamination and human exposure to mercury in the Tartarugalzinho River, Amapa state, northern Amazon, Brazil. A screening approach. Water, Air and Soil Pollution. 97: 9-15

Deza N.E.A. 1997. Mercury accumulation in fsh from Madre de Dios, a gold mining area in Amazon basin, Peru. Thesis for master of science. Oregon State University. pp: 34

Farella N., Lucotte M., Davidson R. y Daigle S. 2006. Mercury release from deforested soils triggered by base cations enrichment. The Science of the Total Environment 368: 19-29

Fréry N., Maury-Brachet R., Maillot E., Deheeger M., De Mérona B. & Boudou A. 2001. Gold-mining activities and mercury contamination of native Amerindian communities in French Guiana: Key role of fsh in dietary uptake. Environmental Health Perspectives 109 (5): 449-453

Guimaraes J-R.D., Roulet M., Lucotte M. & Mergler D. 2000. Mercury methylation along a lake-forest transect in the Tapajós river foodplain, Brazilian Amazon: seasonal and vertical variations. The Science of The Total Environment 261: 91-98

Hacon S., Rochedo E.R.R., Campos R.R.R. & Lacerda L.D. 1997. Mercury exposure through fsh consumption in the urban area of Alta Floresta in the Amazon, Basin. Journal of Geochemistry Exploration. 58: 209-216

Hacon S., Yokoo E., Valente J., Campos R.C., da Silva V.A., de Menezes A.C.C., de Moraes L.P. & Ignotti E. 2000 . Exposure to mercury in pregnant women from Alta Floresta – Amazon basin, Brazil. Environmental Research Section A. 84: 204-210

Hentschel T., Roque D. & Taucer E. 2000. Estudio monográfco sobre la explotación minera pequeña. Ejemplo de San Simón (Bolivia). Documento de trabajo SAP 283/WP 142. Ofcina Internacional del Trabajo (OIT), Ginebra. Disponible en línea : http://www.ilo.org/public/spanish/

Lacerda L.D., Bidone E.D., Guimarães A.F. & Pfeiffer W.C. 1994. Mercury concentration in fsh from the Itacaiúnas-Parauapebas River system, Carajás region, Amazon. An. Acad. Bras. 66 (3): 373-379

Malm O., Branches F.J.P., Akagi H., Castro M.B., Pfeiffer W.C., Harada M., Bastos W.R. & Kato H. 1995. Mercury and metilmercury in fsh and human hair from the Tapajós River basin, Brazil. The Science of the Total Environmental 175: 141-150

Maurice-Bourgoin L., Quiroga I., Chincheros J. & Coureau P. 2000. Mercury distribution in waters and fsh of the upper Madeira rivers and mercury exposure in riparian Amazon populations. The Science of the Total Enviroment. 260: 73-86

Maurice-Bourgoin L. & Quiroga I. 2002. Total mercury distribution and importance of the biomagnifcation process in rivers of the Bolivian Amazon. The Ecohydrology of South American Rivers and Wetlands. 6: 49-67

Montes de Oca I. 1997. Geografía de los recursos naturales de Bolivia. EDOBOL Edición, La Paz, Bolivia. pp. 216-217

http://www.ilo.org/public/spanish/dialogue/sector/papers/explomin/index.htm


Montes de Oca I. 2005. Enciclopedia geográfca de Bolivia. Atenea Edición, La Paz. Bolivia. pp. 421

Padovani C.R., Forsberg B.R. & Pimentel T.P. 1993. Contaminacao mercurial em peixes do rio Madeira: Resultados e Recomendacoes para cosumo humano. Instituto nacional de pesquisas da Amazonía. Manaus.

Roulet M. 2001. Le mercure: son cycle biogéochimique et sa répartition aux échelles planétaire et amazonienne. In: Le mercure en Amazonie: Rôle de l`home et de environnent, risques sanitaires. Ed: Carmouze, J.P.; M. Lucotte y A. Boudou. IRD éditions. Paris. Francia. pp. 81-120

Van Damme P.A. & Carvajal F. 2005. Recursos pesqueros y pesca en los ríos Blanco y San Martín, cuenca del río Iténez, Beni, Bolivia. Faunagua, Cochabamba, Bolivia pp. 45


PARTE I

Identifcación y mapeo de zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio en la cuenca del río Iténez1

Alex Ovando Leyton

I.1- Introducción

Los ciclos globales y regionales del mercurio que son por demás complejos, han merecido grandes

esfuerzos en busca de su estudio y comprensión desde la década de los 70. A esa época se empezó a

tomar conciencia del problema de la contaminación generada por este elemento en la región

amazónica. Debido a una combinación de diversos factores ambientales y antropogénicos, la

contaminación por mercurio puede representar un serio riesgo para los ecosistemas de esa región

(Roulet & Grimaldi 2001). El intenso régimen de precipitaciones y las características geológicas de la

región tropical, facilitan la movilización y transformación del mercurio, debido a su volatilidad y a

su movilización en la atmósfera, gobernada por los fujos continentales y locales de masas de aire y

humedad.

A lo largo de los tiempos geológicos, el mercurio atmosférico ha alcanzado los suelos amazónicos ya

sea por deposición seca (lluvia ácida) o favorecido por las precipitaciones tropicales (deposición

húmeda). Una parte de este mercurio es re-emitido a la atmósfera en forma gaseosa mientras otra

fracción es acumulada en los suelos constituyéndose en un reserva natural de mercurio en la región

amazónica (Roulet & Grimaldi 2001). Este ciclo, que viene ocurriendo desde hace millones de años,

está siendo alterado por las actividades antrópicas que generan un incremento de las emisiones

atmosféricas de mercurio y por el incontrolado proceso de deforestación que va dejando a los suelos

sin su cobertura vegetal natural, favoreciendo la movilización y transformación del mismo,

representando así un serio problema de integridad ecológica en los sistemas acuáticos así también

para los seres humanos (Roulet & Grimaldi 2001).

Hoy en día existen certeras evidencias de contaminación mercurial en los ecosistemas amazónicos.

Varios estudios se han llevado a cabo y sus hallazgos merecen atención por lo que altos niveles de

mercurio han sido detectados en agua, sedimentos, peces y seres humanos (Malm et al. 1995,

Artaxo et al. 2000, Jennings 2000, Cordeiro et al. 2002, Lacerda et al. 2004, Almeida et al. 2005,

1- Extraído de Ovando A. 2008. Behind the pathways of Mercury in the Iténez-Guaporé basin, mapping the potential deposition and

transformation zones. Master Thesis, International Institute for Geo-information science and earth observation, The Netherlands, 57p.


Farella et al. 2007, Akagi et al. 1995, Ikingura & Akagi 1999, Guimaraes et al. 2000, Roulet et al.

2000, Acha et al. 2005). Estos hallazgos indican que tanto ecosistemas y seres humanos en la región

amazónica se encuentran en riesgo una vez que el mercurio, en su forma orgánica, está presente en

las cadenas trófcas.

Diversos investigadores han enfocado sus esfuerzos en comprender los complejos aspectos del ciclo

del mercurio y relevantes hipótesis han sido probadas para comprender los procesos inmersos en

este ciclo. Algunos autores se enfocaron en identifcar y reportar las principales fuentes y niveles de

mercurio en una determinada región, concerniendo la actividad minera y otras fuentes (Malm et al.

1995, Artaxo et al. 2000, Jennings 2000). La relación entre las descargas de mercurio en los fujos

sedimentarios también despertó la atención de muchos investigadores. De acuerdo a ellos, los

procesos de deforestación y quema de bosques pueden ser considerados como una importante

fuente de mercurio y están íntimamente relacionados con la transformación bioquímica del

mercurio (Cordeiro et al. 2002, Lacerda et al. 2004, Almeida et al. 2005, Farella et al. 2007). Por ende,

otros estudios describen la compleja especiación y transformación biogeoquímica del mercurio

desde su estado inorgánico hasta metilmercurio en ecosistemas acuáticos (Akagi et al. 1995, Ikingura

& Akagi 1999, Guimaraes et al. 2000, Roulet et al. 2000, Acha et al. 2005).

Al igual que otros elementos en la naturaleza, el mercurio se moviliza a través de diferentes

compartimentos (atmósfera, suelo y agua) en razón a sus propiedades físico-químicas, cambiando de

forma durante estos procesos. El movimiento y distribución del mercurio en la naturaleza puede ser

descrito confablemente solamente en términos generales, ello signifca que no todos los procesos de

este metal están estudiados y descritos en detalle (Rice et al. 1997). El ciclo del mercurio se debe

entender como el resultado de procesos que actúan a dos escalas. La primera está relacionada a la

distribución global, a nivel del planeta, del mercurio. Esa escala contempla las relaciones entre el

mercurio liberado y captado por los océanos, suelos, agua dulce y biota. La segunda integra los

fujos locales y regionales en cada sistema (Rice et al. 1997).

El mercurio está presente en tres estados de oxidación: metálico (Hg0), mercuroso (Hg22+) y

mercúrico (Hg2+). A partir de estos productos primarios pueden formarse diversos compuestos

orgánicos (metilmercurio, cloruros e hidróxidos de metilmercurio) e inorgánicos (sales de mercurio).

En el ambiente, el mercurio se encuentra generalmente en su forma inorgánica (sales) en suelos,

agua sedimentos y biota, mientras que en la atmósfera se encuentra en su forma elemental gaseosa

(Rice et al. 1997). Una vez que el mercurio alcanza los cuerpos de agua ya sea por deposición

atmosférica, escurrimiento superfcial o subterráneo, las sustancias mercúricas (Hg2+) sufren una

serie de procesos, como la metilación que ocurre en los sedimentos depositados en el fondo o en la

columna de agua mediante actividades bacterianas o en algunos casos por las condiciones

físicoquímicas. La concentración de metilmercurio en la columna de agua es resultado de esa

metilación que puede ser relacionada a la tasa de sedimentos en suspensión y turbidez del agua


(EPA 1997, Rice et al. 1997, Ikingura & Akagi 1999). El metilmercurio está disponible para su

difusión en las cadenas alimenticias generando una alta toxicidad en los organismos (Akagi et al.

1995).

Existen algunas particularidades en la región amazónica concernientes a los procesos descritos con

anterioridad. En una primera instancia los bosques húmedos y las lluvias tropicales han favorecido

la deposición de mercurio a lo largo de millones años, esta es la razón por la cual los suelos

ferralíticos, abundantes en la Amazonía, presentan naturalmente un contenido elevado de mercurio,

con valores de hasta diez veces mayores que en otras zonas boreales templadas (Roulet & Grimaldi

2001). Segundo, las características medioambientales actuales de la Amazonia, como la alta tasa de

descomposición de la vegetación, transporte de detritos y el ciclo de carbono, favorecen los procesos

de transformación y bioacumulación del mercurio (Roulet e t a l . 2000). Muchos procesos

biogeoquímicos toman lugar en las llanuras de inundación ampliamente desarrolladas a lo largo de

los ríos Amazónicos y en particular en Bolivia (Martinez & Toan 2007), que se vuelven importantes

sitios de metilación. Guimaraes et al.(2006), luego de comparar la capacidad de metilación de

mercurio entre sedimentos superfciales y raíces de macróftas, hallaron mayor metilación en la

última unidad, ampliamente distribuida en las zonas inundadas.

De acuerdo a Cordeiro et al. (2002), la creciente conversión de ecosistemas naturales a tierras

agrícolas o pastoriles es un componente esencial de los cambios medioambientales globales,

particularmente en la Amazonia donde la quema de bosques tropicales es una práctica común y

periódica. Cuando la cobertura vegetal natural es removida debido a cambios de uso del suelo, el

mercurio y otros metales presentes en los horizontes del suelo, son arrastrados por el escurrimiento

superfcial a manera de sedimentos en suspensión y depositados en los planos de inundación (Roulet

et al. 2000). De tal forma que existe una relación directa entre los cambios de uso de suelo y la

distribución de mercurio en los mismos. En este aspecto, Almeida et al. (2005) compararon la

concentración de mercurio entre suelos bajo diferentes modalidades de uso: bosque primario,

bosque recién talado, parcelas bajo manejo silvicultural establecidas después de 4 años de la

remoción del bosque original y una parcela de pastos años de 5 años. Las más altas concentraciones

fueron encontradas en suelos de bosque primario, en un rango de 128 ng.g-1 en el horizonte

superfcial a 150 ng.g-1 a 60 cm de profundidad; la menor concentración se encontró en suelos de

pastos reportando concentraciones de 60 ng.g-1 en horizontes superiores y 135 ng.g-1 a 60 cm de

profundidad. Estos resultados demuestran que la intervención de bosques primarios deriva en la

movilización de mercurio hacia el sistema de ríos.

En la complicada tarea de entender los procesos cíclicos del mercurio, es necesario integrar diversos

enfoques metodológicos. Como mencionamos antes, las fuentes de contaminación mercurial son

diversas y los procesos que el mercurio atraviesa hasta su ingreso a las cadenas alimenticias son muy

complejos. Esto difculta el estudio de contaminación de mercurio a nivel de una cuenca

hidrográfca. Por lo tanto es necesario comprender las dinámicas inherentes en los diferentes pasos


que el mercurio sigue desde su entrada a los ecosistemas, su movilización y transformación

(metilación) hasta la entrada en la cadenas trófcas y fnalmente el ser humano, como también la

interacción con lo social, económico, político y ambiental.

La meta principal de este estudio es la de desarrollar bases conceptuales y metodológicas para la

identifcación de áreas de deposición y transformación de mercurio. Para alcanzar ello, se aplicó el

modelo de Tasa de Entrega de Sedimentos,(Hillslope Sediment Delivery Ratio, HSDR), para

simular la dinámica de transporte y deposición de sedimentos en la cuenca complementando y

relacionado esta con la identifcación de indicadores de paisaje y a la dinámica de las inundaciones.

Asumimos que el presente enfoque metodológico va a permitir el análisis de las interacciones entre

factores distribuidos espacialmente como precipitación, propiedades del paisaje (cobertura del suelo,

uso del suelo, vegetación, topografía) con la potencial carga y movilización de mercurio.

Objetivo general

Identifcar las áreas potenciales en las cuales los procesos de deposición y transformación de

mercurio pueden ser favorecidos, mediante la interpretación de indicadores de paisaje, la

modelización del arrastre y deposición de sedimentos y la dinámica de inundaciones en el contexto

de una cuenca hidrográfca.

Objetivos específcos

• Identifcar indicadores del paisaje como potenciales fuentes de contaminación mercurial

• Simular los patrones de liberación y deposición de sedimentos

• Relacionar los patrones de liberación y deposición de sedimentos con la dinámica de

inundaciones

• Relacionar el transporte y movilización de sedimentos con mediciones puntuales de

concentración de mercurio.

I.2- Métodos

En este estudio la respuesta de la cuenca a los factores íntimamente ligados a la contaminación

mercurial, es simulada mediante modelización de la movilidad, transporte, y deposición de

sedimentos. Conceptualmente, un área con elevadas probabilidades de deposición de sedimentos, y

con características de paisaje río arriba que corresponden a potenciales fuentes de mercurio, puede

ser considerada como un sitio potencial de deposición y transformación del mercurio.


En un primer paso se efectuó una caracterización de la cuenca del río Iténez con el objeto de

identifcar un área de interés para aplicar el método propuesto. En segundo lugar se ejecutaron las

diferentes etapas (Figura I.1): selección de un modelo de arrastre de sedimentos, entrada de

parámetros, detección de cambios de uso del suelo, diseño del esquema de muestreo, determinación

de Hg total en laboratorio y análisis fnal.

Patrones de deposición de sedimentos

Indicadores del paisaje

Estrategia de muestreo

Caracterización cuenca

Selección área de estudio

HSDR modelo

Cambios en cobertura y uso del suelo

Colecta de muestras y análisis de laboratorio

Zonas potenciales para la deposición y transformación de

mercurioValidation

Mapa de planos de inundación

Figura I 1- Diagrama de fujo de la metodología utilizada para detectar las zonas potenciales de deposición y transformación del mercurio.

I.2.1- Caracterización de la cuenca del río Iténez

I.2.1.1- Cobertura de bosque y deforestación

Los productos MODIS Vegetation Continuous Fields (VCF) (Hansen et al. 2003) y Vegetative Cover

Conversion (VCC) (Carroll et al. 2006) permitieron caracterizar la cuenca del río Iténez en función a

dos indicadores de paisaje:

- Porcentaje de cobertura boscosa. En base a las imágenes MODIS de la colección (VCF) del año

2005, la cobertura boscosa de la cuenca fue clasifcada en diferentes clases de % de cobertura de

bosque (<10%, 10-20%, 20-30%,30-40%, 40-50%, 50-60%, 60-70%, 70-100%). Los porcentajes

elevados signifcan que la superfcie está principalmente cubierta por bosques contrariamente a los

valores bajos que señalan áreas con poca o nula cobertura de bosque (zonas deforestadas o sabanas).


- Conversión de unidades de vegetación, colección MODIS (VCC), que identifca las áreas que han

sufrido una conversión, debido principalmente a la habilitación de tierras para el uso agrícola o

pastoral en el periodo 2001-2005.

I.2.1.2- Dinámica de inundaciones

El mapa de llanuras de inundación ha sido generado en base a una reclasifcación y agrupación por

subcuencas del mapa de llanuras de inundación de la cuenca del Iténez realizado por Martinez &

Le Toan (2007). El método aplicado permite identifcar las superfcies susceptibles a inundación y

las unidades de vegetación estrechamente relacionadas a ellos. Se basa en el tratamiento y análisis

multi-temporal (periodo Octubre 1995 a Julio 1996) de imágenes radar J-ERS (Japanese Earth

Resources Satellite) con una resolución de 100 m, cuyos pixeles representan una clase de vegetación

combinada con la temporalidad de las inundaciones (Martinez et al. 2003, Martinez & Le Toan

2007).

I.2.2- Modelo de arrastre de sedimento

I.2.2.1- Selección del área de estudio

A fn de trabajar en una escala adecuada para la aplicación del método propuesto para identifcar

zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio, se seleccionó un área de interés en

base a una caracterización inicial de la cuenca del río Iténez. Asumimos que un área de inundación

que reciba sedimentos provenientes de áreas deforestadas o con actividad minera es más activa en

términos de deposición y transformación de mercurio que otras. Por lo tanto se seleccionó, en la

cuenca Iténez, una zona en la que existe intensa actividad minera, donde confuyan aguas de

escorrentía provenientes de zonas deforestadas y con presencia de zonas inundables. Este trabajo se

realizo en base a una caracterización inicial de la cuenca realizada en base cobertura de bosque y

deforestación (productos MODIS VCF y VCC), resultados preliminares del capítulo II

(Geoquímica) del presente estudio (Guzman & Pouilly 2007) y un mapa de la dinámica de

inundaciones (Martinez & Le Toan 2007). La zona seleccionada para la aplicación del modelo de

arrastre se encuentra entre las confuencias Iténez-Paragua e Iténez-Corumbiara (Figura I.2), donde

resultados preliminares del estudio geoquímicos reportaron elevadas concentraciones de mercurio

en sólidos suspendidos en tributarios (capítulo II,Guzman & Pouilly 2007) cuyas cuencas tienen altos

grados de deforestación (Corumbiara y Pimenteiras) y en ríos de menor caudal que drenan áreas

con actividad minera (arroyos Cachuela y Colorado).


Figura I 2- Área seleccionada para la implementación del método de identifcación de zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio.

I.2.2.2- Identifcación de indicadores del paisaje

La identifcación de diferentes indicadores de paisaje como cobertura y uso del suelo nos brinda

elementos de análisis para establecer una relación entre las mediciones puntuales de

concentraciones de mercurio y las características de la cuenca hidrográfca (Figura I.3, mayores

detalles y conceptos sobre indicadores de paisaje pueden encontrarse en Gerger et al. 2002). La

detección de cambio en el uso del suelo y las características del paisaje fueron obtenidas en base a

datos de sensores remotos: Landsat TM, Julio/1986 (path 230, row 069) y CBERS CCD de Junio a

Agosto 2007 (path and row: 173-115; 172-114; 172-115; 171-114; 171-115). Mediante una

clasifcación supervisada de las bandas 5,4 y 3 de (Landsat TM) y un mosaico de las bandas 4, 3 y 2

de (CBERS), se obtuvieron los mapas de cobertura del suelo para 1986 y 2007. Estos mapas fueron

también utilizados como insumos para el modelo de sedimentos HSDR.


Clasificación supervisada

Landsat TM 1986 imagenes

CBERS 2007

Imagenes

Mapas tematicos

MODIS VCF producto

Observaciones de campo

Striping Correction

Cobertura 1886 Cobertura 2007

Modelo (parametrizacion )

Indicadores del paisaje

Figura I 3- Diagrama de fujo de la metodología empleada para la identifcación de cambios de uso de suelo y cobertura vegetal.

I.2.2.3- Descripción del modelo de tasa de entrega de sedimentos

El modelo HSDR brinda la posibilidad de modelar la respuesta de la cuenca a diversas condiciones

de factores antropogénicos y naturales ligados a la movilización, transporte, deposición y

transformación de mercurio. Se basa en la abstracción de la cuenca en dos compartimentos de

almacenamiento: i) la pendiente y ii) la red de canales (Lu et al. 2006). El transporte de sedimentos

de las pendientes hacia la red de canales está en función del tiempo y se expresa como yh(t), la

relación linear entre yh(t) y la correspondiente capacidad de almacenamiento en las pendientes se

expresa como:

(1)

Donde: E = ritmo de erosión [masa area-1 tiempo-1]; Sh(t) = cantidad de sedimento almacenado

en las pendientes [masa area-1]; th= tiempo de residencia de los sedimentos en las pendientes [seg].

La relación complementaria entre la producción de sedimento “Y” con el aporte de la red de

canales se expresa como:

(2)

Donde: Sn (t) = cantidad de sedimento almacenado en la red de canales [masa area-1]; tn = tiempo

de residencia de los sedimentos en los canales [seg]. Soluciones analíticas para las ecuaciones previas

fueron derivadas por Lu (2003). En ellas, el tiempo de residencia tanto en canales como en


pendientes viene a ser el factor gobernante en la capacidad de transporte de sedimento en una

cuenca, entonces la expresión fnal de la relación entre la producción de sedimento y la tasa de

erosión Y/E o SDR es:

0

Una vez que el sedimento es cargado y transportado por escurrimiento superfcial o fujo en canales,

el tiempo de residencia para las partículas de sedimento es estimado en base al tiempo de viaje del

agua, de acuerdo a las siguientes ecuaciones:

th = thw Fh (4) y tn = tnw Fn (5)

Donde: thw =tiempo de viaje a través de las pendientes, tnw= tiempo de viaje en la red de canales,

Fh y Fn son las funciones de alargamiento gobernadas por el tamaño de la partícula de sedimento,

siendo:

(6)

(7)

Donde: es la velocidad de sedimentación de las partículas con diámetro en una columna de

agua, γh e γn son parámetros inversos relativos a la profundidad del agua en la que γh = hh-1;

γn = hn-1, hh y hn son profundidades de fujo a través de las pendientes y canales respectivamente.

En el presente estudio una relación directa entre la sedimentación de arcilla y limo y la presencia de

mercurio es asumida, ya que este último esta normalmente absorbido a las partículas más fnas de

sedimentos (Roulet & Grimaldi 2001). La relación del efecto del tamaño de las partículas con el

tiempo de viaje de los sedimentos y el agua se ilustra en la Figura I.4.

Figura I 4- Efecto del tamaño de las partículas en el tiempo de viaje de las mismas (Lu et al 2003).


I.2.2.4- Preparación de datos de entrada del modelo de tasa de arrastre de sedimentos

Para la implementación del modelo de arrastre de sedimentos, inicialmente se defnió que la

superfcie de terreno mínima a ser representada en el mismo, sería una celda o pixel de 90x90 m,

ello en función a que se utilizo un modelo digital de elevación (DEM) de 90 m de resolución

generado a partir de datos SRTM (USGS, 2004). Inicialmente un proceso de optimización de este

DEM fue aplicado con el objeto de corregir la infuencia de la vegetación en los datos de elevación.

Este es un paso de mucha relevancia ya que muchos parámetros como pendiente, dirección de

drenaje y acumulación de fujos superfciales dependen de las características físicas del terreno. El

procedimiento seguido para la optimización del DEM fue realizado de acuerdo al método

propuesto por De Ruyver (2004), quien obtuvo resultados satisfactorios en zonas inundables

tropicales. Este método se basa esencialmente en dos procesos: la reducción de infuencia de la

vegetación y la optimización de la red de drenaje. Una descripción esquemática del método

empleado se muestra en la Figura I.5.

Drenaje

Edicion y clasificacion de la

red de drenaje

Landsat , Cbers

imagenes

NDVI

DEM sin influencia de vegetacion

Original SRTM dem

Optimización batimétrica

Fill sinksFlow DirectionAccumulation

Red de drenaje

Similar a mapa de Drenaje

No

Elevacion de canalesNo DEM optimizadoYes

Figura I 5- Diagrama de fujo del procedimiento seguido para la optimización del Modelo Digital de Elevación (DEM)(Adaptado de De Ruyver 2004).


Los parámetros obtenidos a partir del procesamiento del DEM junto a otros resultantes de la

identifcación de indicadores de paisaje, permitieron el cálculo del tiempo de viaje de las partículas

de agua y posteriormente los tiempos de residencia de las partículas de sedimento (limo y arcilla). El

cálculo del tiempo de viaje del agua contempló dos componentes: velocidad y distancia de acuerdo a

la siguiente fórmula:

(8)

Donde: Vh = velocidad del agua; ie = tasa de exceso de lluvia; L = distancia a lo largo del camino de

fujo; s = pendiente decimal; n = coefciente de rugosidad de Manning.

Los parámetros “L”, “s” fueron obtenidos a partir del DEM, el coefciente de rugosidad “n” a partir

de información de cobertura y uso del suelo obtenidos de una clasifcación supervisada de imágenes

Landsat y CBERS. Para el cálculo de la tasa de exceso total de lluvia “ie”: se calculo la cantidad de

lluvia que genera un escurrimiento superfcial mediante el método del Servicio de Conservación de

Suelos de Los EEUU, (U.S.Soil Conservation Service (SCS), 1972) con el apoyo de mapas temáticos

de conductividad hidráulica y drenaje de suelos de la región amazónica (Cochrane, et al. 1980).

Asimismo se asignaron valores de profundidad de lluvia efectiva de acuerdo a Zhang (1999). El

tiempo de residencia de las partículas se calculo en base a valores tabulados de velocidades de

sedimentación para limo y arcilla, para diámetros de 50-100μ y 2μ respectivamente (Saavedra,

2005).

I.2.3- Identifcación de Zonas potenciales de deposición – transformación de mercurio

La identifcación y mapeo de las áreas potenciales de deposición y transformación de mercurio se

realizo combinando un mapa de la distribución espacial del tiempo de residencia de las partículas

(limo y arcilla) obtenido a partir de la modelización HSDR y un mapa de la dinámica de

inundaciones (Martinez et al. 2003; Martinez & Le Toan 2007). Así, para la identifcación y mapeo

de las zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio asumimos que los sitios más

favorables a estos procesos son los que presentan un bajo tiempo de residencia (alta probabilidad de

deposición de sedimentos) y condiciones favorables para la transformación de mercurio (áreas

inundables).

I.2.4- Validación del método

A fn de validar la metodología empleada para obtener la zonifcación, se realizaron mediciones de

la concentración de mercurio total en suelos de unidades inundables. El plan de muestreo fue

diseñada de acuerdo a la identifcación de las posibles fuentes de contaminación siguiendo el

protocolo propuesto por Techlaw (2007), considerando la recolección de muestras de suelo en

transectos transversales a los canales de drenaje. Cada transecto es localizado antes y después de la

confuencia de los ríos principales y pequeños tributarios en el área de estudio (Figura I.6).


Figura I 6- Cobertura y localización de los sitios de muestreo para la validación del método. Los puntos negros corresponden (a) a los sitios de muestreo geo- y bioquímico (mapa de la izquierda) y a los sitios de muestreo de suelos de llanura de inundación para la validación (mapa de derecha).

I.3- Resultados

I.3.1- Cobertura de bosque y deforestación

La cobertura boscosa es variable al interior de la cuenca del río Iténez (Figura I.7). La subcuenca

Itonama-Machupo cuenta mayormente con una cobertura de bosque denso entre 40 y 60% de la

cobertura total, debido probablemente a que en esta se encuentran formaciones vegetales en

serranías ya sea en las nacientes del Río Parapeti en el extremo Suroeste y en las serranías

Chiquitanas en el Sureste. Las subcuencas de los ríos Blanco, San Martín y Paragua presentan una

considerable composición de bosque con cobertura mayor al 60% contrastando con las subcuencas

del lado brasilero (Branco, San Miguel, Masacco, Mequens) que presentan mayores porcentajes de

terreno con poca cobertura, esto coincide con el hecho de que en estas subcuencas es donde existe

mayor grado de deforestación y conversión de bosques a tierras agrícolas o de pastoreo.


Figura I 7- Porcentaje de cobertura boscosa por subcuencas.

Las zonas con mayor conversión de vegetación, que representan directamente la deforestación, se

encuentran al Norte, en la porción brasileña, particularmente en las subcuencas Guapore 1, Branco,

San Miguel, Masacco, Mequens y Corumbiara (Figura I.8).

Figura I 8- Porcentaje de terreno de cada subcuenca afectado por un cambio de cobertura vegetal en el periodo 2001-2005 (MODIS-VCF).


I.3.2- Dinámica de inundaciones

Las zonas susceptibles, temporal o permanentemente, a inundaciones representan una superfcie

considerable en la cuenca (60 000 km2, cerca del 20 % del total de la cuenca). Se encuentran

principalmente en la confuencia del Iténez con diferentes tributarios, distinguiéndose las zonas

bajas de las cuencas de los ríos Itonama, Blanco, Massaco-Mequens, Corumbiara, Pimenteiras

donde existen extensas unidades de bosques o sabanas inundables. La parte baja de la cuenca

Itonama-Machupo corresponde a las llanuras del departamento del Beni (Figura I.9). Cada

subcuenca presenta características particulares en cuanto a la superfcie susceptible a inundación

(Figura I.10). Las subcuencas San Simón, Masacco-Mequens, Corumbiara, Rio Verde y Guapore

tienen los porcentajes más elevados de superfcie inundable.

Figura I 9- Mapa de la cuenca del río Iténez clasifcada en unidades de terreno (asociación entre tipo de vegetación y temporalidad de inundaciones) a partir de imágenes J-ERS (Martinez & Le Toan 2007). La parte blanca aparece sin información en las imágenes satelitales.


Figura I 10- Porcentaje de superfcie inundable por subcuenca.

I.3.3- Indicadores del paisaje

La infuencia antrópica es bastante evidente en el área de estudio (Figuras I.11) pero varia en las

diferentes subcuencas. En la subcuenca Cachuela Colorado (la pequeña cuenca al Oeste) no se

observan grandes cambios, mientras que en las subcuencas Pimenteiras y Corumbiara la conversión

de bosques es muy evidente. La variación del uso de los suelos en las subcuencas, entre los años

1986 y 2007, sugiere una directa alteración de las características de paisaje y probablemente de los

aportes en mercurio. La conversión de bosques a campos agrícolas o de pastoreo es el cambio más

notorio pero se nota también una disminución de cobertura en sabanas. Este cambio involucra un

aumento de la movilización de sedimento y mercurio al interior de las cuencas. Por ejemplo,

Almeida et al. (2005) y Roulet et al.(2000), identifcaron diferentes contenidos de mercurio entre

parcelas de bosque y pastos, evidenciando la movilización de mercurio luego de la deforestación en

los suelos de Rondonia (Brasil).


Figura I 11-Cambio de uso de suelo en la cuenca Iténez entre 1986 y 2007.

De acuerdo a las características del paisaje a lo largo de las subcuencas en el área de estudio, las

subcuencas Pimenteiras y Corumbiara presentan la mayor conversión a tierras agrícolas y pérdida

de cobertura boscosa. En la subcuenca Cachuela-Colorado (territorio boliviano), los cambios de uso

de suelo son menos contrastantes, no obstante la actividad aurífera es intensiva en porciones altas de

esta. Así, puede formularse la hipótesis de que en las subcuencas Pimenteiras y Corumbiara

considerables cantidades de mercurio se han movilizado a través de la carga y transporte de

sedimentos. También es posible presumir que en la subcuenca Cachuela-Colorado la carga y

transporte de mercurio sigue patrones distintos ya que el mercurio proviene de fuentes puntuales y

exógenas (aporte exterior para la amalgamación de oro en la mina San Simón y alrededores).

I.3.4- Patrones de deposición de sedimentos

El modelo de tasa de entrega de sedimentos (HSDR) brinda la posibilidad de modelar la respuesta

de la cuenca a diversas condiciones de factores antropogénicos y naturales ligados a la movilización,

transporte, deposición y transformación de mercurio. Se identifca una relación inversa entre la

distancia a la red de drenaje y los valores de tiempo de residencia (Figura I.12). Asimismo, cerca del

río, el rango de tiempo de residencia para las partículas de arcilla se aproxima al tiempo de

residencia de las partículas de agua (13–1300 segundos, tiempo que una partícula de limo o arcilla

tarda en atravesar una celda de 90x90 metros) lo que deriva en un poca probabilidad de deposición

de estas ya que tienden a ser transportadas como sedimentos en suspensión hacia otras partes de la


cuenca o fuera de esta. Las partículas de limo presentan mayor probabilidad de depositarse ya que

los valores de tiempo de residencia son mayores (24 – 2215 segundos). En relación a los cambios de

uso de suelo, la variación de los tiempos de residencia de las partículas en el periodo 1986 – 2007, es

más importante en las áreas deforestadas de las subcuenca Pimenteiras y Corumbiara (Figura I.13).

Figura I 12- Variación de los tiempos de residencia de partículas de arcilla y limo en las subcuencas Cachuela-Colorado, Corumbiara y Pimenteiras entre 1986 y 2007 (cuenca Iténez, Bolivia-Brasil), El valor de cada celda representa el tiempo (en segundos) que una partícula de limo o arcilla tarda en atravesar un área de 90x90 metros.

En zonas con una reducción más marcada del promedio de tiempo de residencia entre 1986 – 2007,

los sedimentos tienden a movilizarse más rápidamente. En general se observa esta tendencia en las

tres subcuencas pero es mucho más evidente en la subcuencas Corumbiara y Pimenteiras donde la

conversión de bosques ha sido más intensa.


Figura I 13- Comparación de los tiempos promedio [segundos] de residencia de las partículas (estimadas por el modelo HSDR) para cada subcuenca entre 1986 y 2007.

I.3.5- Relación entre unidades de vegetación-inundación y tiempos de residencia

Como se menciono en capítulos anteriores, la deposición y transformación de mercurio está

infuenciada por factores geológicos, edáfcos, de vegetación y de dinámica de inundaciones. La

infuencia de este último parámetro puede ser evaluada por comparación y sobreposición de los

mapas de dinámica de inundaciones y del tiempo de residencia de las partículas. El primero

representa las condiciones medio ambientales para la transformación de mercurio y el último la

probable distribución de mercurio adherido a partículas de sedimento. Las unidades que tienen un

periodo de inundación (vegetación totalmente sumergible, bosque inundable y bosque

ocasionalmente inundable) presentan altos valores de tiempo de residencia; mientras que las

unidades menos susceptibles a inundaciones (sabanas) presentan valores menores (Figura I.14).

0

100

200

300

400

500

600

Vegetacion sumergible

Bosque inundable Bosque ocasionalmente

inundado

Bosque no inundado

Vegetacion herbácea

ocasionalmente inundada

Sabana no inundada

Sabana ocasionalmente

inundada

Arcilla

Limo

Figura I 14- Promedio ponderado de tiempo de residencia [segundos]de partículas de limo y arcilla en diferentes unidades de vegetación-inundación.


I.3.6- Zonas potenciales de deposición – transformación de mercurio

Las zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio son considerados como sitios en

los que el tiempo de residencia es alto (alta probabilidad de deposición de sedimentos) y presentan

condiciones favorables para la transformación de mercurio (áreas inundables, Figura I.15).

Figura I 15- Zonas potenciales de deposición de mercurio en las subcuencas Pimenteiras, Corumbiara (Brasil) y Cachuela Colorado (Bolivia) Las zonas más oscuras representan las áreas con mayor potenciales de deposición y transformación de mercurio por tener los mayores tiempos de residencia para el limo y pertenecer a unidades temporalmente inundables por las aguas de los ríos.

I.3.7- Validación del método

Los resultados del estudio validación in situ demuestran que, de acuerdo a los resultados de la

modelización HDSR, altas concentraciones de mercurio se encuentran a las salidas de los

tributarios principales, áreas que presentan altos valores de tiempo de residencia de las partículas. Se

calculó posteriormente la media del tiempo de residencia de las partículas para el área circundante

en cada punto de muestreo y se relacionó esta con las concentraciones de mercurio determinadas en

laboratorio. Una correlación de 0.76 fue encontrada entre los parámetros tiempo de residencia de

las partículas y concentraciones de mercurio, resultado que apunta hacia la confabilidad del

método propuesto (Figura I.16).


Figura I 16- Correlación entre tiempo de residencia de las partículas de suelo [segundos] y concentración de mercurio [PPM] en sitios de muestreo.

I.4- Discusión

El marco metodológico propuesto en este estudio se basa en un análisis espacial de diversos factores

íntimamente ligados a la erosión, movilización, transporte, fujo de sedimentos y a las condiciones

ambientales que infuencian la transformación de mercurio al interior de una cuenca hidrográfca.

Para la implementación de la metodología diferentes enfoques son combinados e integrados: a) la

modelización del tiempo de residencia de las partículas y su distribución espacial mediante el

modelo de Tasa de Entrega de Sedimentos (HSDR), b) la identifcación de Indicadores de Paisaje

que señalan las posibles fuentes o factores motores de contaminación mercurial, c) las dinámicas de

inundaciones que permiten identifcar las áreas favorables para la transformación de mercurio y d)

la determinación en laboratorio de concentraciones de mercurio en suelos de unidades inundables.

En lo que se refere a la modelización HSDR, mayor información relativa a la geología y edafología

de la zona permitiría ampliar las posibilidades de análisis al contar con más elementos para

relacionar la producción de sedimentos con los ciclos del mercurio. Asimismo, la carencia de datos

pluviográfcos en la zona es una limitación para la aplicación del modelo. Otro conjunto de

parámetros para el modelo HSDR son extractados de un Modelo Digital de Elevación (DEM), por

tanto la precisión del mismo es esencial. Lamentablemente para la zona de estudio solamente se

cuenta con datos topográfcos a escala 1:250000, es por ello que se utilizo un DEM derivado de

información SRTM cuya optimización (proceso de corrección de la infuencia de la vegetación)

toma bastante tiempo y requiere de información de campo.


A fn de identifcar las zonas potenciales de deposición y transformación de mercurio, dos

principales condiciones fueron asumidas 1) la deposición de sedimentos y consecuentemente de

mercurio, es una función directa del tiempo de residencia de las partículas 2) los procesos de

metilación de mercurio ocurren bajo condiciones específcas del medio (unidades de terreno

inundadas con intensa actividad microbiana). En lo que concierne a la primera condición, existen

ecuaciones matemáticas que permiten calcular la velocidad de sedimentación de diferentes

partículas (Durst et al. 1984 citado por Lu et al. 2003). En lo que se refere a la segunda condición, la

relación entre las concentraciones de mercurio en sedimentos suspendidos y la infuencia con las

unidades de terreno inundadas a sido evidenciado por Guimaraes et al. 2000, Roulet et al. 2000 b,

Roulet &Grimaldi 2001). Si bien existen experiencias previas que sustentan las condiciones

asumidas en este estudio, se requiere de un esquema de muestreo más amplio y un mayor alcance de

los análisis de mercurio en laboratorio a fn de validar la metodología propuesta.

I.5- Conclusiones y recomendaciones

Las características de pendiente, rugosidad y cobertura vegetal determinan la distribución y los

tiempos de residencia de partículas de limo y arcilla y consecuentemente la movilización de

sedimentos a lo largo del área de estudio. Indicadores como la baja cobertura de bosque y la tasa de

conversión de bosques (deforestación), que ocurrió intensamente en la parte oriental de la cuenca

Iténez (territorio brasilero) entre 1986 y 2007, apuntan a un incremento de los procesos erosivos y

por consecuencia mayor movilización de mercurio en la cuenca.

La modelización realizada permite establecer que las áreas permanentemente u ocasionalmente

inundadas coinciden con un elevado tiempo de residencia de las partículas, apuntando que en estas

zonas la deposición de sedimentos con altas concentraciones de mercurio ocurre primariamente, así

lo confrman los resultados del análisis de concentraciones de mercurio que muestran altos valores

en suelos susceptibles a inundaciones.

Las concentraciones de mercurio en los ríos Cachuela y Colorado apuntan a la infuencia de la

actividad minera mientras que las altas concentraciones en los ríos Corumbiara y Pimenteiras

sugieren los efectos de la deforestación. El método desarrollado es un intento válido para

comprender los complejos procesos concernientes a la contaminación mercurial. Brinda elementos

para el diseño de estrategias de monitoreo más detalladas que deberán centrarse en dos aspectos: a)

los procesos concernientes a la producción y movilización de sedimentos y b) los procesos

involucrados en su deposición y transformación. Ambos enfoques deben ser integrados y

complementados entre sí para un entendimiento amplio de la problemática.


I.6- Bibliografía

Acha D., Iniguez V., Roulet M., Guimarães J-R.D., Luna R., Alanoca L. & Sanchez S. 2005. Sulfate-Reducing Bacteria in Floating Macrophyte Rhizospheres from an Amazonian Floodplain Lake in Bolivia and Their Association with Hg Methylation. Appl. Environ. Microbiol. 71(11): 7531-7535.

Akagi H., Malm O., Kinjo Y., Harada M., Branches F.J.P., Pfeiffer W.C. & Kato H. 1995. Methylmercury pollution in the Amazon, Brazil. Science of The Total Environment 175(2): 85-95.

Almeida M.D., Lacerda L.D., Bastos W.R. & Herrmann J.C. 2005.Mercury loss from soils following conversion from forest to pasture in Rondonia, Western Amazon, Brazil. Environmental Pollution 137(2): 179-186.

Artaxo, P., Calixto de Campos R., Fernandes E.T., Martins J.V., Xiao Z., Lindqvist O., Fernández-Jimenez M.T., Maenhaut W. 2000. Large scale mercury and trace element measurements in the Amazon basin. Atmospheric Environment 34(24): 4085-4096.

Carroll M.L. et al. 2006. Vegetative Cover Conversion MOD44A, Burned Vegetation, Collection 4, University of Maryland, College Park, Maryland, 2004.

Cordeiro R.C., Turcq B., Ribeiro M.G., Lacerda L.D., Capitâneo J., Oliveira da Silva A., Sifeddine A. & Turcq P.M. 2002. Forest fre indicators and mercury deposition in an intense land use change region in the Brazilian Amazon (Alta Floresta, MT). The Science of The Total Environment 293(1-3): 247-256.

Cochrane T. et al. 1980. Land in Tropical America EMBRAPA-CPAC Brazil.

Durst F. et al. (1984)."Eulerian and Lagrangian predictions of particulate two-phase fows; a numerical study." App. Math. Modelling 8: 101-115.

Environmental Protection Agency (US-EPA) 1997. Mercury Study Report to Congress, Fate and Transport of Mercury in the Environment. Washington DC, USA. 211-218.

Farella N., Davidson R., Lucotte M. & Daigle S. 2007. Nutrient and mercury variations in soils from family farms of the Tapajos region (Brazilian Amazon): Recommendations for better farming. Agriculture, Ecosystems & Environment120(2-4): 449-462.

Gerger S., Turner M., Miller J.R., Melack J.M. & Stanley E.H. 2002. Landscape indicators of human impacts to riverine systems. Aquatic Sciences 64: 118-128.

Guimarães J-R.D., Meili M., Hylander L.D., de Castro e Silva E., Roulet M. Narvaez-Mauro J.B. & Alves de Lemos R. 2000. Mercury net methylation in fve tropical food plain regions of Brazil: high in the root zone of foating macrophyte mats but low in surface sediments and fooded soils. The Science of The Total Environment 261(1-3): 99-107.

Hansen M. et al. 2003. Vegetation Continuous Fields MOD44B, 2001 Percent Tree Cover, Collection 3, University of Maryland, College Park, Maryland, 2001.

Ikingura J.R. & Akagi H. 1999. Methylmercury production and distribution in aquatic systems. The Science of The Total Environment 234(1-3): 109-118.

Jennings N. 2000. Small scale gold mining: Examples from Bolivia, Philippines & Zimbabwe. Industrial Activities Branch. MEDMIN, Swis Agency for Development and Cooperation.

Lacerda L.D., de Souza M. & Ribeiro M.G. 2004. The effects of land use change on mercury distribution in soils of Alta Floresta, Southern Amazon. Environmental Pollution 129(2): 247-255.

Lu H. et al. 2003. Sheet and Rill Esrosion and Sediment Delivery to Streams: A Basin Wide Estimation at hillslope to Medium Catchment Scale. C. CSIRO Land and Water, Murray Darling Basin Commision. Technical Report 15/03.


Malm O., Castro M.B., Bastos W.R., Branches F.J.P., Guimarães J-R.D., Zuffo C.E. & Pfeiffer W.C. 1995. An assessment of Hg pollution in different goldmining areas, Amazon Brazil. Science of The Total Environment 175(2): 127-140.

Martinez J.-M. & Le Toan T. 2007. Mapping of food dynamics and spatial distribution of vegetation in the Amazon foodplain using multitemporal SAR data. Remote Sensing of Environment 108(3): 209-223.

Martinez J. M. et al. 2003. Aplication of remote sensing data for the quantifcation of an Amazon foodplain extension, dynamics and water storage. Nice - France, EGS-AGU-EUG.

Rice G. et al. 1997. Mercury Study Report to Congress, Fate and Transport of Mercury in the Environment. Washington DC, US EPA III: 211-218.

Roulet M. & Grimaldi C. 2001. Le mercure dans les sols d'Amazonie. Origine et comportement du mercure dans les couvertures ferrallitiques du basin amazonien et des Guyanes. En Carmouze J.P., Lucotte M. & Boudou A. (Eds.). Mercury in the Amazon - Importance of human and environmental, health hazards. IRD Editions, Paris: 121-167.

Roulet M., Lucotte M., Canuel R., Farella N., Courcelles M, Guimarães J-R.D., Mergler D. & M. Amorim 2000. Increase in mercury contamination recorded in lacustrine sediments following deforestation in the central Amazon. Chemical Geology 165(3-4): 243-266.

Roulet M., Lucotte M., Guimarães J-R.D. & Rheault I. 2000. Methylmercury in water, seston, and epiphyton of an Amazonian river and its foodplain, Tapajos River, Brazil. The Science of The Total Environment 261(1-3): 43-59.

Saavedra C.P. et al. 2005. Estimating spatial patterns of soil erosion and deposition in the Andean region using geo - information techniques : a case study in Cochabamba, Bolivia. ITC Dissertation;128. Enschede, ITC: 244.

Soil Conservation Service (SCS) 1972. National Engineering Handbook, Section 4: Hydrology, US Department of Agriculture. USA

Techlaw 2007. Draft Mercury Soils Protocol. Salt Lake City, Utah Division of Solid and Hazardous Waste.

USGS 2004. Shuttle Radar Topography Mission, 1 Arc Second scene SRTM_u30_n008, Unflled Unfnished 2.0, Global Land Cover Facility, U. Maryland, College Park, Maryland, February 2000

Zhang X. 1999. Remote sensing and GIS for modelling soil erosin at the global scale. PhD Dissertation. London UK, Kings College.


PARTE II

Geoquímica1

Fabiola Guzmán, Jean Louis Duprey & Marc Pouilly

II.1- Introducción

Los ríos amazónicos, en especial los que drenan las partes andinas de la cuenca, que presentan altas

concentraciones de materia particulada suspendida, se caracterizan también por importantes

concentraciones de mercurio total (Maurice-Bourgoin et al. 2000, 2001, Roulet et al. 2001). Los

rangos de concentración de mercurio total para sistemas fuviales están entre 0.1 y 20 ng/l

(Mastrine et al. 1999). En la cuenca del río Madera, las concentraciones de mercurio conocidas hasta

la fecha varían desde 2.25 ng.l-1 en las aguas glaciares del río Zongo cerca de La Paz hasta 7 ng/l en

el río Madera cerca de Porto Velho y cerca de 10 ng.l-1 a su confuencia con el río Amazonas

(Maurice-Bourgoin et al. 2000).

En el agua, el mercurio se presenta de formas disueltas o particuladas agregadas a las otras

partículas en suspensión. Una gran proporción de estos elementos se presentan en forma inorgánica.

Las cantidades y concentraciones de mercurio que transitan por los ríos caracterizan el aporte de

mercurio en los sistemas acuáticos y constituyen en un primer indicador de una potencial

contaminación, siendo los otros indicadores: la tasa de sedimentación de estos aportes en las

llanuras, la tasa de metilación (que traduce la capacidad del sistema a transformar el mercurio

inorgánico a su forma orgánica mas tóxica), y la tasa de transferencia del mercurio (principalmente

orgánico) a través de la cadena trófca.

El mercurio que transita o se deposita en los ríos amazónicos proviene de diferentes orígenes. Al

inicio se asumió que la contaminación de los sistemas acuáticos se debía principalmente a la

liberación directa de mercurio por las actividades auríferas (Pfeiffer et al. 1991). Sin embargo, en la

cuenca del Río Tapajos (Brasil), se destaco a la deposición de mercurio atmosférico y sobretodo a la

liberación del mercurio contenido en los suelos (en particular mediante todas las actividades

antrópicas que generan una erosión de éstos) como el procesos más importantes para explicar las

variaciones de concentraciones de mercurio en las aguas de los ríos (Roulet et al. 1999).

1 Extraído de Guzmán F. 2008. Transporte, dispersión y fuentes de mercurio en la cuenca Iténez. Tesis Licenciatura, UMSA La Paz,

Bolivia. En preparación.


El uso de suelo en la cuenca del Iténez es heterogéneo. Las regiones alejadas al río Itenez son

todavía vírgenes de actividades antrópicas en la parte boliviana y a el contrario, en la parte brasilera

se encuentran sometidas a una intensa actividad agrícola y de deforestación. Cerca del río Iténez,

los suelos son poco aptos para la agricultura y ganadería intensiva, por el constante riesgo de

inundaciones, factor que también determina su baja población que oscila entre 0 a 1 habitante por

km2 (Galindo consultores, 1999). En la parte boliviana de la cuenca, las principales actividades

humanas son la extracción maderera, explotación de minerales, caza y pesca sin ningún control o

plan de manejo de los recursos naturales.

El presente estudio busca determinar las variaciones de aporte de mercurio (mediante la evaluación

de las concentraciones de mercurio en la fracción particular del agua) al río Iténez por diferentes

sectores y afuentes naturales o infuenciados por actividades de deforestación o de minería aurífera.

II.2- Métodos

El diseño experimental considera la evaluación de las concentraciones de mercurio en la fracción

particular del agua en 27 puntos de ríos y lagunas del área de estudio repartidos en los ríos

bolivianos de referencia natural Blanco y San Martín (sector de Bella Vista, 6 puntos), ríos que

drenan aguas de áreas afectadas por la deforestación (ríos brasileros) y por la mina aurífera en el

área boliviano de la Serranía San Simón, y a lo largo del río Iténez entre la confuencia con el río

Paraguá y 100 km río arriba de la confuencia con el río Mamoré (Figura 2, Pagina 5). Dos

campañas de muestreo fueron realizadas en junio de 2007 (fn de aguas altas) y septiembre de 2007

(fn de estiaje).

En el campo se siguió el protocolo de muestreo y manipulación ultra limpio propuesto por Gill &

Fitzgerald (1985). En cada punto se obtuvo una muestra de la fracción particular (material en

suspensión) contenida en el agua para ello se sumergió un envase, previamente enjuagado en el agua

de muestra. La fracción particular se separó por fltración de un volumen conocido de agua hasta

total colmatación de un fltro GF/F (7µm). Los fltros fueron guardados individualmente y

refrigerados hasta su análisis. Por cada punto se obtuvieron dos fltros (replicados) para el análisis de

mercurio particular total y sólidos suspendidos en el agua ([SS] en mg.l-1 que corresponde al peso de

sedimentos colectado por el volumen de agua que fue fltrada). Muestras complementarias de aguas

fueron colectadas y llevadas a laboratorio para analizar la composición en aniones (agua

congeladas), cátiones y elementos trazas (agua fjada con 4 gotas de ácido nítrico ultra puro y

refrigeradas), Carbono Orgánico Particular (POC expresado en peso g C /100g, volumen mg/l y

porcentaje) y Carbono Orgánico Disuelto (DOC expresado en mg C/l ). Los parámetros físico

químicos clásicos (pH, conductividad y temperatura) fueron medidos en el campo por un metro

electrónicos Consort C535.


El análisis de la cantidad de mercurio contenido en los fltros se realizó en el laboratorio de Calidad

Ambiental de la UMSA-IE-La Paz mediante un espectrofotómetro de fuorescencia atómica por

vapor frío (CVAFS). Los protocolos base son los utilizados por la EPA 1631 Revisión E para Hg

total en agua. Para cada punto se analizaron dos fltros y para validar el resultado obtenido por cada

fltro se hizo una réplica de lectura donde cada valor debía estar dentro del 10% de la lectura

anterior.

II.3- Resultados y discusión

Los resultados de concentración de mercurio en la fracción particular se pueden presentar en dos

expresiones:

- [Hg]p : cantidad de mercurio total por peso de sedimento o mercurio particular en el agua (en

nanogramos de Hg por gramos de sedimento : ng.g-1). [Hg]p da un valor de la cantidad de

mercurio adsorbido sobre las suspensiones y entonces puede servir de indicador de la cantidad de

mercurio transferido por erosión de los suelos hasta el río o de la cantidad de mercurio externo

aportada por una actividad como la minería de oro.

- [Hg]v: cantidad de mercurio por volumen de agua (en nanogramos de Hg por litros de agua:

ng.l-1) que depende directamente de [Hg]p y de la carga sedimentaria del río (cantidad de

sedimento suspendido [SS] por volumen de agua, Figura II.1) a través de una relación de tipo

[Hg]v = [Hg]p*[SS]. [Hg]v da un valor absoluta de la cantidad de mercurio particular que está

cargado por el río o que está presente en el agua de una laguna. Para conocer la cantidad de

mercurio total del agua se debe añadir medidas de mercurio disuelto que no fueron incluidas en

este trabajo, debido a que no sobrepasaban los limites de detección del sistema analítico utilizado

en el LCA La Paz.

Las lagunas tienden a presentar un mayor promedio de [SS] que los ríos a excepción de las del

Iténez que presentan la misma carga de material en suspensión que las aguas del río. Dentro de los

ríos, el Blanco tiene un promedio de [SS] duplicado en relación a los demás, corroborando el tipo la

clasifcación de este río como de aguas blancas . Los dos arroyos de drenaje de la mina muestreados

solo en junio 2007 presentan una muy baja carga sedimentaria. La concentración de mercurio

particulado [Hg]p es variable debido en espacial a cambios estacionales pero los promedios son

bastante homogéneos en todos los sectores y hábitats, a excepción de los dos arroyos de drenaje de la

mina que presentan una concentración más de 40 veces superior a los otros sectores muestreados.

La concentración de mercurio por volumen de agua [Hg]v (que depende a la vez de [SS] y de

[Hg]p) presentan valores muy altas para los dos arroyos de drenaje de la mina.


Tabla II 1- Concentraciones de sedimentos [SS], de mercurio [Hg]p en la fracción particular del agua y concentraciones de mercurio particular por volumen de agua [Hg]v en lagunas y ríos de diferentes sectores de la cuenca del río Iténez. Existe una relación directa entre estos valores: [Hg]v = [Hg]p*[SS]. En base a dos campañas de medidas en junio y septiembre de 2008.

Habitat [SS] (mg.l-1) [Hg]p (ng.g-1) [Hg]v (ng.l-1)

Sector n Media (Min-Max) Media (Min-Max) Media (Min-Max)

Laguna

Blanco 3 81.47 (4.32-227.22) 167 (39-327) 4.0 (1.4-9.0)

San Martín 3 32.39 (2.63-91.67) 195 (147-239) 4.9 (0.6-13.5)

Iténez 15 12.04 (3.60-100.18) 231 (60-295) 1.7 (0.7-6.1)

Río

Blanco 2 26.07 (24.49-27.65) 113 (81-146) 3.0 (2.0-4.0)

San Martín 2 11.43 (2.94-19.92) 166 (91-241) 1.2 (0.7-1.8)

Iténez 12 7.34 (4.18-12.40) 219 (113-440) 1.5 (0.9-3.3)

San Simón 6 13.48 (6.16-36.74) 210 (161-248) 2.7 (1.3-7.0)

Ríos con deforestación

6 10.18 (3.12-20.72) 225 (174-290) 2.1 (0.9-3.8)

Arroyos de drenaje mina 2 1.66 (1.33-1.98) 10324 (7708-12939) 18.2 (12.0-24.4)

En el caso de las lagunas del río San Martín y Blanco. Las condiciones de baja profundidad al

momento del muestreo en septiembre (fn de la época de estiaje) generarón una resuspensión del

sedimento del fondo. Por lo tanto los valores presentados se acercan más a una medida de mercurio

en los sedimentos de fondo que a los sedimentos en suspensión del agua. Si despreciamos estos

valores vemos que en junio (inicio de la época de estiaje) los ríos y lagunas del Iténez y del San

Martín presentan valores inferiores (entre 0.56 y 0.88 ng.l-1 respectivamente) los a las de las lagunas y

de los ríos Blanco y de la zona San Simón (entre 1.31 y 1.96 ng.l-1 respectivamente). Los ríos con una

cuenca degradada por deforestación presentan una situación intermedia.

Existe una relación linear signifcativa (r2>0.9, p<0.001) entre la cantidad de mercurio por volumen

de agua ([Hg]v) y la cantidad de sedimento en suspensión por volumen de agua (Figura II.1), que

indica que a mayor turbidez del agua de un río mayor será la cantidad de mercurio que transporta.

Esta relación es trivial (por lo que el calculo de [Hg] se basa en una relación de tipo [Hg]v = [Hg]p

*[SS]) pero ilustra que para el área de estudio se presenta poca variación y que esa variación no

puede ser relacionada a un sector o a un tipo de hábitat. Esto se complementa por la observación

que, aunque existe una tendencia de menor [Hg]p en los dos ríos de referencia, la carga de

mercurio particulado no se diferencia signifcativamente entre los sectores (Figura II.2, Anova

F=1.64, dl=4, p=0.18).


Figura II 1- Relación entre la cantidad de mercurio total por volumen de agua y la cantidad de sólidos suspendidos en el agua en 27 sitios de muestreo de la cuenca Iténez. Los diferentes símbolos presentan el tipo de hábitat (río o laguna) y el sector de los sitios.

Figura II 2- Distribución estadística (media y cuartiles) de la cantidad de mercurio total peso de sedimento(HgP en ng.g-1) en cinco sectores de la cuenca Iténez, tres infuenciado por actividades antrópicas (deforestación, Iténez y mina) y dos en sistemas naturales poco intervenido (Blanco y San Martín).

Las concentraciones de mercurio medidas en junio 2008 en dos arroyos de la serranía San Simón

directamente río debajo de la zona de explotación son signifcativamente más altas que lo esperado

por la relación entre mercurio [Hg]v y [SS] descrita mediante los otros sitios (Figura II.3). Estos

resultados revelan una situación extraordinaria que se puede explicar por un aporte de mercurio

exterior debido a las actividades de la mina, lo que concuerda con las observaciones de Hentshel et

al. (2000) que afrman que se usa 15.36 toneladas de mercurio por año en esta mina, o más

dudosamente a una anomalía geológica que podría explicar que en el suelo de esa serranía contiene

2,5 a 5 veces más mercurio que los otros terrenos de la cuenca.


Figura II 3- Relación entre la cantidad de mercurio total por volumen de agua y la cantidad de sólidos suspendidos en el agua en 27 sitios de muestreo de la cuenca Iténez y dos sitios en la serranía San Simón, río debajo de la zona de explotación minera. Los diferentes símbolos presentan el tipo de hábitat (río o laguna) y el sector de los sitios.

A exclusión de los arroyos de la serranía San Simón, los resultados permiten concluir que de forma

global, las concentraciones de mercurio naturalmente presentes en los suelos no varían entre los

diferentes sectores. Sin embargo, estas concentraciones de mercurio adsorbido en el sedimento

[Hg]p presentan variaciones estacionales diferentes según los sectores (Figura II.4). En particular los

valores de [Hg]p no varían entre las dos épocas en los sectores impactados (Iténez: deforestación y

mina). Por el contrario en los dos ríos de referencia (San Martín y Blanco) donde se observa una

reducción signifcativa del mercurio en septiembre.

Una interpretación tentativa podría considerar que los sistemas que están infuenciado por

actividades que generan la erosión de los suelos reciben todo el año suspensiones enriquecidas en

mercurio, mientras que en sistemas naturales este fenómeno solo puede ser observado en época de

aguas altas, debido a que durante la época de aguas bajas, cuando el río no sobrepasa su barranco,

los sedimentos arrastrados están menos enriquecidos en mercurio quizás por el lavado

anteriormente mencionado. La estacionalidad en el aporte de mercurio en sistema natural ya fue

observada en la cuenca del río Beni donde Maurice-Bourgoin et al. (2003) mostraron que 80 a 88%

del Hg aportado por la erosión de las cuencas andinas a la llanura de inundación ocurre entre enero

y abril. La permanencia de los aportes en mercurio en sistemas que presentan una infuencia

antrópica como el río Iténez, tienen una anomalía que podría explicar en parte la concentraciones

mas altas encontradas en los peces de este río (Pérez & Pouilly, Parte III).


Figura II 4- Distribución estadística (media y cuartiles) de la cantidad de mercurio total peso de sedimento ([Hg]p en ng.g-1) en junio (izquierda) y septiembre (derecha) del 2008, en cinco sectores de la cuenca Iténez, tres infuenciado por actividades antrópicas (deforestación, Iténez y mina) y dos en sistemas naturales poco intervenido (Blanco y San Martín).

Aunque este trabajo no permite estimar las concentraciones en mercurio total por la ausencia de

análisis de las concentraciones de mercurio disuelto en el agua, una gran parte del aporte de

mercurio [Hg]v, se explica a partir de la cantidad de sedimento que drena el río. Este fenómeno es

acentuado por un efecto metodológico conocido como efecto de concentración de las partículas

(“Particle Concentration Effect” en inglés) según el cual la concentración de coloidales en el fltro

aumenta las concentraciones de sólidos suspendidos [SS] (Benoit 1995, Benoit & Rozan 1999). Sin

embargo, para asegurar esta conclusión se realizaron modelos de predicción de la tasa de mercurio

[Hg]v a partir de un conjunto de variables generalmente conocidas por tener un impacto sobre la

concentración del mercurio : pH, conductividad, SS, Carbono disuelto (COD) y particular (POC),

C/N, Temperatura. Los modelos fueron establecidos de manera separada por las dos épocas (junio

y septiembre por separado) y por el conjunto de datos (junio y septiembre), mediante un análisis de

regresión linear múltiple con selección de los parámetros que son signifcativos para predecir la tasa

de mercurio observada (proceso “stepwise”) Los resultados demuestran que en todos los casos se

puede predecir la tasa de mercurio en los sitios a partir de la cantidad de sedimento en suspensión

([SS]) complementado, según los casos, con otras variables como el pH, la conductividad, la

profundidad y el porcentaje de carbono particular (POC%) (Tabla II.2).


Tabla II 2- Modelos de predicción de la concentración de mercurio particular natural ([Hg]p y [Hg]v) en las aguas de la cuenca Iténez. Coefcientes de regresión derivados de análisis de regresión múltiple linear con selección de los parámetros signifcativos. La predicción se realiza mediante la ecuación (ejemplo de [Hg]v con el modelo de Junio) Ln([Hg]v) = (0.585 * Ln([SS])) – (-1.522 * Ln(pH)) + (-0.436 * Ln(cond)) + 0.618 con Ln = Log neperiano de los valores brutos. Todos estos modelos son altamente signifcativos (Anova, P<0.0001).

[SS] POC% Prof. pH Cond. Constante

[Hg]vJunio+Septiembre 0,537 0,730 0,138 -1,021 - 1,524Junio 0,585 - - -1,522 -0,436 0,618Septiembre 0,473 0,953 - - - -0,143

[Hg]pJunio+Septiembre -0,456 0,705 0,138 -0,968 - 8,309Junio -0,380 - - -1,310 0,389 7,229Septiembre -0,529 0,951 - - - 6,770

II.4- Conclusiones

Los resultados presentados corresponden al mercurio particular asociado al material en suspensión

en el agua. Para obtener valores más reales del mercurio total transportado por el río o presente en

las aguas de las lagunas se debería sumar valores de mercurio disuelto en el agua. Maurice-Bourgoin

et al. (2003) estiman que en el río Beni (de aguas blancas según la defnición de Sioli 1968), 92% de

los aportes totales en Hg están en forma particular. En el río de aguas claras Tapajós (Brasil), la

fracción particular del mercurio representa 40 a 80 % de la carga total (Roulet et al. 1998). En las

aguas claras y negras (según la defnición de Sioli 1968), el mercurio disuelto puede presentar un

porcentaje importante del mercurio total que puede alcanzar hasta el 50% (Maurice-Bourgoin

2001). Los valores obtenidos permiten la comparación de los diferentes sistemas en su aporte de

mercurio particulado por peso [Hg]p, indicando la tasa de mercurio contenido en los sedimentos

arrastrados por los ríos, y por volumen [Hg]v que, asociados al caudal del río indican el valor de

mercurio particulado que carga el río. Si asumimos que el mercurio particular representa el 50% del

mercurio total en las aguas claras y 80% en las aguas blancas, los ríos estudiados San Martín (ca. 2.5

ng.l-1), Iténez (ca. 3 ng.l-1), los impactados por la mina (ca. 3.2 ng.l-1) o por deforestación (ca. 2.5 ng.l-

1) como el río Blanco (ca. 3.6 ng.l-1) presentan una tasa de mercurio en lo alto del rango promedio

mundial (0.1-3.5 ng.l-1) presentado por Mason et al. (1984) y en el rango de las tasas observadas en

otros ríos amazónicos de aguas claras como en el río Tapajós (1.8-7.3 ng.l -1, Roulet et al. 1998),

negras como en el río Negro (2.3-6.7 ng.l-1, Fadini & Jardim 1999) y blancas como en los ríos Beni

(3.8-7.6 ng.l-1, Maurice-Bourgoin et al. 2000). Los arroyos de drenaje de la mina son los únicos que

presentan valores extremadamente altos (encima de 30 ng.l-1 si consideramos que son de aguas

claras donde el mercurio particulado representa 50% del mercurio total) típico de aguas

contaminadas y rara vez alcanzado en sistemas naturales amazónicos (Maurice-Bourgoin 2001).

Las tasas de mercurio contenido en los sedimentos arrastrados por los ríos parecen bastante

homogéneas en los diferentes sectores estudiados a excepción de los arroyos que drenan la Serranía


San Simón. Estos arroyos presentan hasta 40 veces más mercurio que los demás, indicando

probablemente un aporte de mercurio exógeno vinculado a la actividad minera.

Existe une relación directa entre la cantidad de mercurio particular transportado por el río y su

carga sedimentaria. Por lo tanto el río Blanco, de aguas blancas, transporta naturalmente más

mercurio que el San Martín y el Iténez de aguas menos turbias por la geología de su cuenca. Sin

embargo, aunque naturalmente de aguas claras, los ríos que presentan un impacto (mina o

deforestación) presentan un nivel de mercurio parecido al río de aguas blancas.

La variación de concentraciones de mercurio particular observada entre junio y septiembre

demuestra que los ríos impactados así como el río Iténez arrastran partículas con la misma carga en

mercurio en las dos épocas aunque los ríos no impactados experimentan una reducción signifcativa

de la carga en mercurio en el sedimento en la época de estiaje. Esta diferencia podría en parte

explicar las diferencias de contaminación encontradas en las cadenas trófcas (parte III).


II.5- Bibliografía

Benoit G. & Rozan T.F. 1999. The infuence of size distribution on the particle concentration effect and trace metal partitioning in rivers. Geochim Cosmochim Acta 63: 113-127

Benoit G. 1995. Evidence of the particle concentration effect for lead and other metals in fresh waters based on ultraclean technique analyses. Geochim Cosmochim Acta 59: 2677-2687

Galindo Euroconsult 1999. Programa para el ordenamiento territorial de la Región Amazónica Boliviana en el departamento de Beni: zonifcacion agroecologica y propuesta tecnica del plan de uso del suelo del departamento dem beni. BIB / Gobierno de Bolivia 215pp.

Gill G.A & Fitzgerald W.F. 1987. Mercury in surface waters of the open ocean. Global Biogeochemical Cycles 1(3):199-212

Hentschel T., Roque D.& Taucer E. 2000. Estudio monográfco sobre la explotación minera pequeña. Ejemplo de San Simón (Bolivia). Documento de trabajo SAP 283/WP 142. Ofcina Internacional del Trabajo, Ginebra. Disponible en linea : http://www.ilo.org/public/spanish/

Mason R.P., Fitzgerald W.F. & Morel F.F.M. 1994. The biogeochemical cycling of elemental mercury: anthropogenic infuences. Geochim. Cosmochim. Acta 58(15): 3191-3198

Mastrine J., Bonzongo J-C. & Lyons W. 1999. Mercury concentration in surface waters from fuvial systems draining historical precious metals mining areas in southeastern U.S.A. Applied Geochemistry 14: 147-158

Maurice-Bourgoin L. 2001. Le mercure dans les eaux de surface du bassin amazonien. En Carmouze J-P., Lucotte M. & Boudou A. (Eds.). Le mercure en Amazonie. Rôle de l'homme et de l'environnement, risques sanitaires. IRD Editions, Paris. 494p.

Maurice-Bourgoin L., Alanoca L., Fraizy P. & Vauchel P. 2003. Sources of mercury in surface waters of the upper Madeira erosive basins. J. Phys. IV France 107: 855-858

Maurice-Bourgoin L., Quemerais B., Moreira-Turcq P. & Seyler P. 2003. Transport, distribution and speciation of mercury in the Amazon River at the confuence of black and white waters of the Negro and Solimões Rivers. Hydrological Processes 17: 1405-1417

Maurice-Bourgoin L., Quiroga I., Chincheros J. & Courau P. 2000. Mercury distribution in waters and fshes of the upper Madeira rivers and mercury exposure in riparian Amazonian populations. The Science of the Total Environment 260: 73-86

Pfeiffer W., Malm O., Souza C., Drude de Lacerda L., Silveira E. & Bastos W. 1991. Mercury in the Madeira River ecosystem Rondônia, Brazil. Forest Ecology and Management 38: 239-245

Roulet M., Lucotte M., Canuel R., Rheault I., Tran S., De Freitos Gog Y.G., Farella N., Souza do Vale R., Sousa Passos C.J., De Jesus da Silva E., Mergler D. & Armorim M. 1998. Distribution and partition of total mercury in waters of the Tapajós River Basin, Brazilian Amazon. The Science of The Total Environment 213: 203-211

Roulet M., Lucotte M., Farella N., Rheault I., Serique G., Sousa Passos C.J., De Jesus da Silva E., Scavonne de Andrade P., Mergler D., Guimarães J.-R.D. & Amorim M. 1999. Effect of recent human colonization on the presence of mercury in Amazonian ecosystems. Water Air and Soil Pollution, 112: 297-313

Roulet, M., Lucotte M., Canuel R., Farella N., Pacheco R., Guimarães D., Mergler D. & Amorin. M. 2001. Spatio-temporal geochemistry of mercury in waters of the Tapajós and Amazon rivers, Brazil. American Society of Limnology and Oceanography. Inc, 46: 1141-1157


PARTE III

Bioacumulación y biomagnifcación del mercurio

en los peces de la cuenca Iténez

Tamara Pérez Rivera & Marc Pouilly

III.1- Introducción

Los peces son buenos bioindicadores de contaminación acuática, debido a que se encuentran en

contacto permanente con el agua, están presentes en todos los niveles trófcos de consumidores

gracias a sus diversas adaptaciones alimenticias y sirven como base alimenticia para muchas

poblaciones humanas. Por ello han sido ampliamente usados para determinar el estado de

contaminación por mercurio de los cuerpos de agua de todo el mundo y en particular de la

Amazonía (Maurice-Bourgoin et al. 2000, Hylander et al. 2000, Barbosa et al. 2003, Da Silva et al.

2005, entre otros).

En un medio acuático contaminado por mercurio los peces experimentan un proceso de

bioacumulación que corresponde al incremento de la concentración de mercurio en sus tejidos a lo

largo de su vida (Deza 1997), por lo que se genera una relación entre la edad, inferida a través del

tamaño o peso, con las tasas de mercurio de los individuos. Esta relación se ajusta a diversos

patrones. En peces amazónicos se han propuesto cuatro patrones principales de bioacumulación

(Figura III.1, Roulet 2001): linear positivo (a), escalonado positivo (b), neutro (c) y escalonado

negativo (d), aunque existen otros estudios en los que se reportan patrones como el linear negativo

(Maurice-Bourgoin & Quiroga 2000, Da Silva et al. 2005) y curvilinear negativo o positivo (López

2005). Los patrones de bioacumulación negativos contradicen al concepto de bioacumulación, sin

embargo se cree que este tipo de patrón podría estar determinado por cambios en la dieta de los

peces relacionados con su estado de maduración, a los cambios en la disponibilidad de alimento

determinados por los ciclos de inundación (Dorea et al. 2006), a los cambios de lugar de vida por

migración.


Figura III 1- Modelos de bioacumulación del mercurio total en peces de la Amazonía (Roulet, 2001).

El hábito alimenticio y correlativamente el nivel trófco de las especies son, además de las

concentraciones presentes en el medio, unos de los principales factores determinantes en las

concentraciones de mercurio del individuo. El proceso de biomagnifcación del mercurio predice un

incremento en la concentración en los tejidos de especies de un mismo nivel trófco al siguiente

superior (Lacerda et al. 1994, Barbosa et al. 2003). Los peces con hábitos alimenticios carnívoros

presentan mayores concentraciones de mercurio en relación a los peces con hábitos no carnívoros

(Boschio et al. 1995, Lebel et al. 1997). Recientemente se ha incorporado la evaluación de las tasas

del nitrógeno isotópico estable (δ15N) para determinar de forma semicuantitativa los niveles

trófcos (Cabana & Rasmussen 2002) y se ha visto que en algunos casos este elemento correlaciona

con las concentraciones de mercurio en peces (Bowles et al. 2001, Da Silva et al. 2003), lo que delata

la infuencia de la posición trófca sobre las concentraciones de mercurio.

Este trabajo buscó revelar el estado de contaminación por mercurio de la cuenca del Iténez a través

de la estimación de las concentraciones en mercurio de seis especies de peces de diferentes niveles

trófcos, y del estudio comparativo de los procesos de bioacumulación y biomagnifcación entre una

zona de referencia natural (sector de Bella Vista) y el río Iténez.

III.2- Métodos

Para determinar las concentraciones de mercurio de los peces de la cuenca del río Iténez se

realizaron dos campañas de muestreo, al principio de la época seca (junio 2007) y a fnal de la

misma (septiembre, 2007) tanto en el río Iténez como en la zona de referencia (Figura 2, Pagina 5).

En total, se muestrearon peces en 19 lagunas o bahias cercanas a los ríos, 15 de los cuales se

encontraron a lo largo de 550 km del río Iténez y fueron agrupados en Alto Iténez, Remanso,

Mategua, Versalles y Bajo Iténez (Figura 2, Pagina 5). Los restantes cuatro puntos de muestreo se

encuentran en la zona de referencia natural y corresponden a lagunas cercanas a los dos ríos Blanco

y San Martín, cuyas calidades de aguas diferen entre sí principalmente por la carga sedimentaria

(parte II).


El arte de pesca implementado fue el de redes agalleras en todos los puntos de muestreo; en las

poblaciones de Remanso y Bella Vista, además se muestrearon peces capturados por los pescadores.

Una vez colectados los peces, se midió la longitud estándar y peso de cada individuo y se tomó una

muestra de músculo dorsal que se almacenó de forma individual en frascos de polímero de etileno-

propileno (PEP) y se conservó a menos de 4 ºC para evitar su degradación.

En total se obtuvo 1597 muestras de músculo dorsal de peces pertenecientes a 33 especies

representantes de 6 niveles trófcos: piscívoros generalistas, piscívoros estrictos, invertívoros,

herbívoros, zooplanctívoros y detritívoros-alguívoros. Se determino la concentración de mercurio

total y la tasas de nitrógeno isotópico estable (δ15N) sobre un total de 598 individuos pertenecientes

a 21 especies y repartidas en los diferentes sitios del estudio. Un estudio más preciso de patrones de

bioacumulación y biomagnifcación se realizó sobre 6 especies, cuya selección fue basada en su

abundancia, distribución, dieta e importancia económica o alimenticia de las mismas (Tabla III.1):

Pygocentrus nattereri (Piraña roja), Hoplias malabaricus (Bentón), Acestrorhynchus altus (Pez cachorro),

Triportheus angulatus (Sardina), Schizodon fasciatus (Piao del campo) y Curimatella cf. alburna (llorona). Los

patrones de bioacumulación de estas seis especies así como su patrón de biomagnifcación se

determinaron y se compararon para los sectores del río Iténez y los dos ríos de la zona de referencia

(Blanco y San Martín).

Las dos especies P. nattereri y H. malabaricus cumplen un rol importante en la alimentación de las

poblaciones locales. Otras especies fueron incluidas para establecer un diagnostico de

contaminación de las especies mas importantes para la pesca comercial y la pesca de subsistencia:

Phractocephlalus hemiliopterus (General), Pseudoplatystoma tigrinum (Chunquina), Colossoma macropomum

(Pacú), Plagioscion squamosissimus (Corvina), Cichla monoculus (Tucunaré) y Pseudoplatystoma fasciatum

(Súrubi). Estas especies fueron utilizadas como indicadores de contaminación para el consumo

humano.

El análisis de mercurio en muestras de músculo dorsal previamente lioflizadas fue realizado en el

Laboratorio de Calidad Ambiental (IE-UMSA, La Paz), mediante el método de digestión ácida y

lectura en espectofotómetro de absorción atómica. Cada 16 muestras de peces se midió dos blancos

(sin muestra de músculo) y material de referencia certifcado TORT (hepatopancreas lobster, valor

certifcado: 0.27 ± 0.06 µg.g-1, valor medido: 0.28 ± 0.04 µg.g-1) y DOLT-2 (dogfsh músculo e

hígado, valor certifcado: 2.14 ± 0.28 µg.g-1, valor medido: 2.02 ± 0.17 µg.g-1). Para determinar la

concentración de mercurio en peso fresco (pf) se empleó una corrección por contenido de humedad

perdido durante la lioflización.

Las tasas del nitrógeno isotópico estable (δ15N) fueron cuantifcadas sobre las muestras de músculo

dorsal lioflizado en el laboratorio de la Universidad de Davis (California, USA), mediante el análisis

elemental de PDZ Europa ANCA-GSL con la interface de las tasas de isótopos de espectofotómetro

de masa (pagina web: http://stableisotopefacility.ucdavis.edu/). Las tasas de δ15N permiten


cuantifcar la posición trófca de cada individuo, así como el largo de la cadena alimenticia en cada

sector. Este último parámetro esta estimado por la diferencia entre las tasas de δ15N de las dos

especies con mayor y menor tasa de δ15N (Vander Zanden et al. 1997).

Para determinar los patrones de bioacumulación del mercurio, las concentraciones de mercurio

obtenidas para los peces fueron relacionada con el tamaño (Largo Estándar, LS) de los individuos

por especie, río y sector (Iténez, Blanco y San Martín). Así mismo se relacionó las concentraciones

de mercurio con las tasas de δ15N transformadas por logaritmo neperiano para obtener relaciones

lineares. En caso de una relación linear positiva y signifcativa entre la tasa de mercurio y el LS o la

tasa de δ15N, y para obtener concentraciones de mercurio comparables e independientes del nivel

trófco y del tamaño de los individuos, se realizó la corrección de éstas a partir de una ecuación de la

línea, establecida por un análisis de regresión múltiple:

Hgc = α LS + γ δ15N + b.

Donde Hgc es la concentración de mercurio corregida para la longitud estándar y el δ15N de cada

individuo de cada población. α es la constante asociada a la longitud estándar, γ es la constante

asociada al δ15N y b es el factor de origen.

La determinación de las diferencias entre las tasas de mercurio en peces de los cuatro sectores del

río Iténez y los ríos de la zona de referencia se realizó sobre las tasas de mercurio corregidas para

todas las especies que presentaron relaciones lineares, así como las tasas de mercurio cuantifcadas

en laboratorio para aquellas especies que presentaron relaciones neutras. La determinación de las

diferencias entre sectores y ríos se basó en:

1) los patrones de bioacumulación ([Hg] vs. LS) y la relación de las concentraciones de

mercurio y 15N de las seis especies mas abundantes y con mayor distribución;

2) el factor de biomagnifcación, el largo de cadena y el factor de contaminación;

3) el análisis de las concentraciones de mercurio en especies de consumo.

III.3- Resultados

Las concentraciones de mercurio medidas en peces de la cuenca Iténez varían desde 0.005 µg.g-1 en

un individuo de piao del campo (S. Fasciatus, herbívoro) de la zona de referencia, hasta 0.515 µg.g-1

en un individuo de corvina (P. squamosissimus, piscívoro) de la zona de Remanso (río Iténez cerca de

la mina de la serranía de San Simón), siendo este el único individuo que sobrepasa el límite de

toxicidad probado de 0.5 µg.g-1 (OMS 1991). Sin embargo, el 3% de los peces de diferentes sectores


del río Iténez, sobrepasan el nivel de toxicidad potencial de 0.3 µg.g- 1 (EPA 2001). Otras especies

que presentan altas concentraciones de mercurio son los surubís (P. fasciatum) capturados por los

pescadores de la zona de Remanso, los bentones (H. malabaricus) también del sector de Remanso y

las pirañas rojas (P. nattereri) del sector de Versalles (Tabla III.1). Es decir que las concentraciones de

mercurio en varias de las especies comerciales o al menos altamente consumidas por los

comunitarios del río Iténez presentan niveles de mercurio elevados y mayores a los niveles de las

mismas especies extraídas del sector de referencia en Bella Vista. Estas concentraciones son

infuenciadas por el tamaño (efecto de bioacumulación positiva) y los niveles de 15N de los

individuos.

Tabla III 1- Número de individuos, rango de mercurio y de tamaño de las 21 especies de peces capturados en la cuenca del Iténez.

Dieta/Especie Nombre común Río Sector Hg LS 15Nn media Min-Max media Min-Max n media

DetrívorosCurimatella cf. alburna Llorona Blanco Bella Vista 6 0.051 0.025 - 0.113 140.7 116.0 - 157.0 7 7.63

Iténez Versalles 18 0.046 0.008 - 0.094 150.9 135.0 - 163.0 8 7.77San Martín Bella Vista 12 0.037 0.011 - 0.071 154.9 141.3 - 170.0 8 6.58

Hemiodus unimaculatus Llorona Iténez Bajo Iténez 1 0.122 156.0Versalles 2 0.032 0.022-0.043 143.0 141.0 - 145.0 2 6.87Remanso 7 0.033 0.018 - 0.046 157.3 144.0 - 178.0

Potamorhina latior Llorona San Martín Bella Vista 3 0.034 0.010 - 0.062 151.0 142.0 - 165.0 4 8.60Psectrogaster essequibensis Llorona Iténez Bajo Iténez 1 0.052 111.0 1 8.40

Versalles 11 0.063 0.045 - 0.091 145.9 125.0 - 168 12 8.54Alto Iténez 6 0.063 0.036 - 0.099 141.3 121.5 - 153.0 6 8.36Remanso 21 0.046 0.015 - 0.078 125.8 110.0 - 160.0 10 7.75

Psectrogaster rutiloides Llorona San Martín Bella Vista 1 0.017 123.0 3 8.57HerbívorosColossoma macropomum Pacú Blanco Bella Vista 4 0.055 0.035 - 0.085 239.6 212.0 - 286.0 3 7.41

Iténez Bajo Iténez 1 0.069 785.0 1 7.16Schizodon fasciatus Piao del campo Blanco Bella Vista 16 0.039 0.011 - 0.085 234.3 100.0 - 290.0 20 7.87

Iténez Versalles 22 0.053 0.016 - 0.101 231.3 193.0 - 298.0 10 8.11Mategua 2 0.070 0.052 - 0.088 174.0 160.0 - 188.0 2 7.04Alto Iténez 6 0.047 0.013 - 0.073 173.1 124.0 - 194.0 3 6.94Remanso 10 0.037 0.019 - 0.052 161.7 95.5 - 250.0 5 7.18

San Martín Bella Vista 18 0.044 0.005 - 0.085 236.9 203.0 - 270 22 7.03InvertívorosBryconops sp. Blanco Bella Vista 1 0.050 112.0Triportheus angulatus Sardina Blanco Bella Vista 21 0.072 0.023 - 0.153 134.7 105.0 - 170.0 19 8.88

Iténez Bajo Iténez 6 0.114 0.081 - 0.41 128.3 106.0 - 159.0 4 7.89Versalles 15 0.080 0.049 - 0.127 149.7 125.0 - 171.0 8 8.61Mategua 1 0.054 97.5 1 8.35Alto Iténez 2 0.103 0.101 - 0.104 132.3 129.6 - 135.0Remanso 8 0.059 0.016 - 0.121 129.1 110.0 - 139.5 4 8.03

San Martín Bella Vista 14 0.065 0.024 - 0.147 156.5 114.1 - 182.0 16 7.52ZooplanctívorosHypophthalmus edentatus Blanquillo Blanco Bella Vista 2 0.139 0.099 - 0.178 223.5 212.0 - 235.0 2 9.30

Iténez Bajo Iténez 3 0.420 0.325 - 0.483 254.3 244.0 - 265 5 8.30Hypophthalmus marginatus Blanquillo San Martín Bella Vista 4 0.041 0.008 - 0.077 270.5 245.0 - 295.0 5 7.99


Tabla III. 1 (continuación)

Dieta/Especie Nombre común Río Sector Hg LS 15N

n media Min-Max media Min-Max n media

Piscívoros estríctosAcestrorhynchus altus Pez cachorro Blanco Bella Vista 14 0.080 0.041 - 0.127 171.4 118.0 - 224.0 15 8.42

Iténez Versalles 19 0.139 0.091 - 0.187 203.7 161.0 - 244.0 13 9.32Mategua 3 0.129 0.090 - 0.160 211.3 210 - 214Alto Iténez 4 0.148 0.066 - 0.260 173.3 156.0 - 194.0Remanso 11 0.103 0.044 - 0.164 177.7 147.0 - 284.0 6 8.70

San Martín Bella Vista 16 0.102 0.026 - 0.203 208.5 162.0 - 251.6 16 8.60Acestrorhynchus microlepis Pez cachorro San Martín Bella Vista 4 0.094 0.013 - 0.270 218.3 200 - 258 7 8.50Ageneiosus breviflis Boca de vieja Iténez Versalles 1 0.161 253.0 1 9.32Cichla pleiozona Tucunaré Iténez Versalles 6 0.151 0.122 - 0.176 316.3 269.0 - 443.0

Mategua 5 0.117 0.077 - 0.159 196.9 185.3 - 222.9 5 8.08Remanso 9 0.122 0.065 - 0.194 306.0 199.0 - 425.0 3 8.95

San Martín Bella Vista 11 0.081 0.022 - 0.143 314.8 267.0 - 425 5 8.64Hoplias malabaricus Benton Blanco Bella Vista 20 0.078 0.006 - 0.152 283.3 180.0 - 410.0 27 9.65

Iténez Versalles 14 0.216 0.076 - 0.381 257.4 118.0 - 327.0 13 9.32Mategua 6 0.239 0.03 - 0.283 266.1 212.3 - 364.4 6 8.66Remanso 28 0.243 0.061 - 0.339 250.7 145.5 - 365.0 25 9.04

San Martín Bella Vista 19 0.073 0.015 - 0.203 297.6 215.0 - 375.0 18 8.76Phractocephlalus hemiliopterus General Iténez Mategua 1 0.252 365.0

Remanso 8 0.184 0.044 - 0.307 713.2 520.5 - 908.2 6 10.37Plagioscion squamosissimus Curvina Blanco Bella Vista 10 0.138 0.043 - 0.371 261.5 213.0 - 350.0 15 9.78

Iténez Versalles 1 0.117 335.0 3 10.17Remanso 1 0.515 490.0 1 11.29

Piscívoros generalistasPseudoplatystoma fasciatum Surubí Blanco Bella Vista 1 0.191 452.0 6 8.74

Iténez Versalles 1 0.195 545.0 1 10.23Mategua 1 0.194 445.0Alto Iténez 6 0.191 0.154 - 0.249 408.3 350.0 - 535.0Remanso 20 0.177 0.055 - 0.303 634.4 340.0 - 820.0 16 10.29

San Martín Bella Vista 1 0.104 370.0 1 8.68Pseudoplatystoma tigrinum Pintado Iténez Remanso 5 0.110 0.060 - 0.210 669.0 475.0 - 800.0Pygocentrus nattereri Piraña roja Blanco Bella Vista 18 0.139 0.050 - 0.260 182.3 128.0 - 234.0 18 10.47

Iténez Bajo Iténez 1 0.181 108.0 1 7.10Versalles 25 0.193 0.019 - 0.352 219.8 141.0 - 270.0 28 9.96Mategua 9 0.193 0.100 - 0.305 169.4 114.0 - 210.4 8 9.46Alto Iténez 7 0.213 0.164 - 0.292 134.0 98 - 163 5 8.96Remanso 22 0.194 0.117 - 0.292 130.8 73.0 - 235.0 20 8.89

San Martín Bella Vista 25 0.081 0.015 - 0.186 205.4 161.0 - 250.0 13 9.26

n = número de individuos, Hg = mercurio en peso fresco, LS: Longitud estándar y 15N: Tasa de nitrógeno isotópico 15

III.3.1- Patrones de bioacumulación del mercurio en 6 especies

Los patrones de bioacumulación son un indicador de la infuencia del tamaño sobre la acumulación

del mercurio en los tejidos de los organismos. En este estudio se analizaron en seis especies de

diferentes niveles trófcos: detritívoro, herbívoro, insectívoro y piscívoro. Las especies presentaron

dos tipos de relación entre [Hg] y LS : linear positiva (la tasa de mercurio aumenta correlativamente

con el tamaño de los individuos) y neutra (ausencia de relación entre el tamaño y la tasa de mercurio

de los individuos) (Figura III.2).

El patrón neutro se presentó en todas las poblaciones las especies llorona (Curimatella cf. alburna) y

Piao del campo (Schizodon fasciatus). Estas dos especies fueron clasifcadas por Pouilly et al. (2004)


como detritívoro-alguívoro (la primera) y herbívoro (la segunda). En general, los peces amazónicos

con este tipo de dietas no suelen presentar patrones lineares (Barbosa et al. 2003, Da Silva et al.

2005).

Al menos una de las poblaciones de piraña roja (Pygocentrus nattereri), bentón (Hoplias malabaricus), pez

cachorro (Acestrorhynchus altus) y sardina (Triportheus angulatus) presentaron un patrón linear positivo,

las dos primeras son utilizadas como alimento por los pobladores ribereños. Este tipo de patrón es

altamente preocupante cuando se detecta en especies comerciales o de consumo debido a que los

individuos de mayor tamaño son seleccionados como alimento. Pouilly et al. (2004) determinaron

que en el río Mamoré la piraña roja se alimenta de peces y algo de vegetación (piscívoro

generalista), el pez cachorro y el bentón se alimentan exclusivamente de peces (piscívoros estrictos) y

la sardina consume macroinvertebrados (invertívoro). En la cuenca Amazónica, las especies con

hábitos alimenticios carnívoros generalmente presentan patrones lineares positivos (Uryu et al. 2001,

Barbosa et al. 2003, Da Silva et al. 2005).

La incidencia de los dos patrones de bioacumulación (positivo y neutro) fueron variables en relación

al río. En el río Iténez se presentaron tres especies con patrón linear positivo y tres con patrón

neutro; en el río Blanco cuatro especies presentan patrón linear positivo y dos especies un patrón

neutro, mientras que en el río San Martín todas las especies se ajustaron al patrón neutro. La

presencia de patrones linear positivos de bioacumulación en los sistemas podría interpretarse como

un resultado de las concentraciones de mercurio en el agua. A mayor concentración de mercurio en

el agua mayor probabilidad de generar patrones positivos de bioacumulación y en especial en las

especies carnívoras de nivel trófco más alto. El río San Martín presenta menos concentración de

mercurio (cf. Parte II) y todas las especies presentan patrones neutros de bioacumulación por lo que

a ningún nivel trófco la cantidad de mercurio disponible es sufcientemente alta como para generar

un enriquecimiento de sus tejidos. Por el contrario en los ríos Blanco y Iténez, las cantidades de

mercurio disponible son altas como para generar una acumulación en los músculos, favoreciendo la

aparición de patrones positivos en las especies carnívoras de más alto nivel (como el bentón, H.

malabaricus, el pez cachorro, A. altus y la piraña roja P. nattereri en los ríos Iténez y Blanco). Luego si la

concentración de mercurio en el agua es todavía más alta, los patrones positivos aparecen en las

especies de nivel trófco intermedio (como la sardina, T. angulatus en el río Blanco), dejando como en

el caso del río Iténez, las especies de nivel trófco inferior libre de bioacumulación (como la llorona

C. cf. Alburna y el piao del campo, S. fasciatus). Si este resultado se confrmaría en otros estudios, la

aparición de patrones de bioacumulación a los diferentes niveles trófcos se volvería una

herramienta de estimación del nivel de contaminación. En muchos artículos estas conclusiones están

limitadas por el tamaño de la muestra (es decir el número de individuos estudiados). Mientras más

individuos se analizan mayor es la probabilidad que el patrón de bioacumulación observado no

cambie (Barbosa et al. 2003), sin embargo hasta la fecha ningún estudio pudo destacar un número

mínimo de individuos a incluir en los análisis. Los patrones presentados incluyen un número de

individuos (entre 14 y 27) que es superior al número de individuos estudiados en otros casos.


En las especies que presentaron patrón linear positivo se realizó la corrección de las tasas de

mercurio para realizar comparaciones de éstas entre el río Iténez y los dos ríos de la zona de

referencia (Figura III.2).

Figura III 2- Patrones de bioacumulación en peces de los ríos Iténez (círculos), Blanco (rombos) y San Martín (triángulos). A) Curimatella cf. alburna, B) Piado del campo (Schizodon fasciatus), C) Sardina (Triportheus angulatus), D) bentón (Hoplias malabaricus), E) Pez cachorro (Acestrorhynchus altus) y F) Piraña roja (Pygocentrus nattereri).

III.3.2- Relación de las concentraciones de mercurio y el isótopo de nitrógeno estable en 6 especies

La cantidad relativa de isótopo estable de nitrógeno (δ15N) es un indicador de la posición trófca de

los individuos y de la estructura trófca de una comunidad (en especial del largo de la cadena

alimenticia). El 15N es biomagnifcable, es decir que su concentración incrementa de un nivel trófco

inferior a otro superior (Vander Zanden & Fetzer 2007). Para los peces amazónicos, Jepsen &

Winemiller (2002) estiman que la tasa de 15N incrementa de 2.8‰ entre dos niveles trófcos

sucesivos, esa tasa es conocida como el factor de enriquecimiento del nitrógeno.


La relación entre las tasas de 15N y las concentraciones de mercurio es un indicador de la infuencia

del nivel trófco, de una población o de un individuo, sobre el mercurio en los organismos vivos

(Bowles et al. 2001). En las seis especies estudiadas se determinó que predomina la ausencia de

relación entre estas dos variables y este tipo de relación es frecuentemente reportada en peces

(Bowles et al. 2001, Da Silva et al. 2005) y sugiere que las diferencias de posición trófca entre

individuos de una misma población no es lo sufciente alta como para explicar las diferencias en las

tasas de mercurio. Sin embargo, la poblacion de piraña roja (P. nattereri) del río San Martín y la

población de bentón (H. malabaricus) del río Iténez presentan una relación linear positiva entre estas

variables (Figura III.3). En el río Tapájos (Brasil), se ha reportado que la piraña roja presenta un

patrón linear positivo (Da Silva et al. 2005), lo que podría encontrarse relacionado con los hábitos

omnívoros y el oportunismo alimenticio de la especie, que podría determinar un cambio en las

fuentes de alimento que consume a medida que crece. En nuestro estudio sólo se presentó esta

relación en la población del río San Martín. En el caso del bentón es la primera vez que se reporta

este tipo de patrón y no es posible indagar acerca de sus causas.

Como en el caso de los patrones de bioacumulación (Hg vs. tamaño), el número de individuos

incorporados en el análisis puede ser determinante para la detección de patrones signifcativos y

robustos. Pérez (2008) utilizando un menor número de individuos (14 individuos, submuestro de los

datos presentados en este informe), observó una relación positiva para esta especie en la población

del río San Martín, que no se observa con la inclusión de individuos adicionales. Eso indica que se

necesita un enfoque de investigación sobre el número de individuos mínimo a incluir para asegurar

que los patrones observados sean robustos y no factuales. También estimamos que la

implementación de test de permutación (confrontación del patrón observado a otros generados

aleatoriamente) podría ser de utilidad para asegurar las pertinencias de los patrones observados.

En las especies que presentaron relación linear positiva entre el mercurio y el δ15N se realizó

correcciones de las tasas de mercurio para eliminar el efecto de los cambios en la posición trófca de

la especie.


Figura III 3- Relación entre δ15N y concentración de mercurio en peces de los ríos Iténez (círculos), Blanco (rombos) y San Martín (triángulos). A) Curimatella cf. alburna, B) Piao del campo (Schizodon fasciatus), C) Sardina (Triportheus angulatus), D) bentón (Hoplias malabaricus), E) Pez cachorro (Acestrorhynchus altus) y F) Piraña roja (Pygocentrus nattereri).

III.3.3- Comparación de las concentraciones de mercurio en los ríos Iténez, Blanco y San Martín

En general y para las seis especies estudiadas, los peces del río Iténez presentan mayores

concentraciones de mercurio que los dos ríos de la zona de referencia natural (Figura III.4). Las

menores concentraciones de mercurio varían entre los ríos de referencia, lo que indica que es

posible que la alimentación de estas especies en estos dos ríos sea diferente en relación a la

disponibilidad de alimento en cada uno. En el caso del Iténez, las mayores concentraciones pueden

estar relacionadas con el impacto antrópico que se ejerce en la zona (agricultura, ganadería y

minería, entre otros).


Figura III 4- Comparación de las tasas de mercurio corregido de seis especies en la cuenca del río Iténez A) Curimatella cf. alburna, B) Piado del campo (Schizodon fasciatus), C) Sardina (Triportheus angulatus), D) bentón (Hoplias malabaricus), E) Pez cachorro (Acestrorhynchus altus) y F) Piraña roja (Pygocentrus nattereri). Las líneas horizontales representan la variabilidad del error estándar de la longitud estándar y las líneas verticales representan la variabilidad del 1.96 de error estándar de las tasas de mercurio corregidas.

III.3.4- Biomagnifcación

La biomagnifcación del mercurio es el incremento de las concentraciones de mercurio entre niveles

trófcos (Stiling 1999). En este estudio, fue determinada a partir de las medias de mercurio,

corregido por la longitud estándar y las tasas de 15N, de los seis gremios trófcos en los que se

incluyen las 33 especies estudiadas.

La tendencia de biomagnifcación muestra un incremento entre niveles trófcos de las tasas de

mercurio con alguna variabilidad en el orden de aparición de los gremios trófcos entre el río Iténez

y los dos ríos de referencia (Figura III.5). Esta variabilidad posiblemente esté relacionada con la

composición específca y el número de individuos por especie de los gremios trófcos en cada río. Sin

embargo los peces con hábitos alimenticios no carnívoros se ubican en la parte baja de la relación;

mientras que los carnívoros están en la zona superior. En general este tipo de tendencia es altamente

aceptada en los estudios de mercurio en peces Amazónicos y del mundo (Boischo et al. 1995, Lebel

et al. 1997, Castilhos & Bidone 2000).


Los peces zooplanctívoros presentan concentraciones de mercurio altamente variables entre los tres

ríos, este grupo está formado por tres individuos en el Iténez y seis individuos en la zona de

referencia (dos en el río Blanco y cuatro en el San Martín), por lo que sus concentraciones pueden

no ser representativas del estado de contaminación de estos peces en los diferentes ríos.

En general la tendencia de biomagnifcación encontrada en el río Iténez se caracteriza por presentar

valores de mercurio más elevados que en los ríos de referencia, y en el río San Martín estas

concentraciones son inferiores para todos los gremios trófcos.

Figura III 5- Biomagnifcación del mercurio en relación a seis gremios trófcos de peces (según Pouilly et al. 2004. A) río Iténez, B) río Blanco y C) río San Martín. La concentración de mercurio de los peces zooplanctívoros ha sido determinada a un reducido número de individuos por lo que los valores pueden no ser representativos del gremio.

III.3.5- Factor de biomagnifcación, largo de cadena y factor de contaminación

El factor de biomagnifcación del mercurio se calculó como la diferencia de promedio de tasa de

mercurio entre el primer (detritívoro) y último (piscívoro) gremio trófco de cada río. El río Iténez

presentó un valor de 8.5; mientras que los ríos de referencia presentaron valores inferiores a 3.5 (3.4

en el río Blanco y 2.4 en el río San Martín).

Existe una hipótesis que plantea que la biomagnifcación del mercurio es dependiente del largo de

cadena, prediciendo que mientras más larga es la cadena, mayor es la cantidad de mercurio que los

individuos de los gremios trófcos superiores asimilan por vía oral. El largo de cadena es menor en el

río Iténez (2.66) que en los ríos Blanco y San Martín (2.79 en el Blanco y 2.98 en el San Martín).

Por lo tanto el río Iténez debería tener un factor de biomagnifcación menor a los dos otros ríos, lo

que es contradictorio con las tendencias observadas. Consideramos en este caso, que la relación

entre los valores del factor de biomagnifcación y largo de cadena es un buen indicador de la


contaminación y la denominamos “factor de contaminación”. El río Iténez presenta un factor de

contaminación signifcativamente superior (3.2) a los encontrados en los dos ríos de la zona de

referencia (1.2 en el río Blanco y 0.81 en el río San Martín).

Estos resultados permiten inferir que la actividad antrópica (agrícola, ganadera y minera

principalmente) que aportan altas tasas de sedimentos a las aguas de este río (parte II), determinan

un incremento en las concentraciones de mercurio de los peces. Esto puede ser corroborado por los

resultados encontrados en la zona de referencia en la que los dos ríos que se consideraron diferen

principalmente en sus cargas sedimentarias, siendo el río con mayor carga de sedimentos (río

Blanco) el que presenta peces con mayores concentraciones de mercurio. En otros trabajos

comparativos entre ríos de diferentes calidades de agua en la cuenca Amazónica, se ha encontrado

que la actividad antrópica determina un incremento en las concentraciones de mercurio en peces

(Kering & Malm 1991). En otros casos, aunque no realizan trabajos comparativos que relacionan las

actividades antrópicas con las concentraciones de mercurio en peces, se ha encontrado que bajo

condiciones naturales los ríos con bajas cargas sedimentarias suelen presentar comunidades de peces

con menor tasa de mercurio (Maurice-Bourgoin & Quiroga 2002, Lopez 2005).

III.3.6- Especies comerciales

Se estudiaron ocho especies comerciales, de las cuales el surubí (Pseudoplatystoma fasciatum), tucunaré

(Cichla monoculus), la piraña roja (Pygocentrus nattereri) y el benton (Hoplias malabaricus), las cuales se

encuentran bien representadas en los diferentes sectores del Iténez; el pacú (Colossoma macropomum), el

general (Phractocephlalus hemiliopterus), la corvina (Plagioscion squamosissimus) y el pintado/chanquina

(Pseudoplatystoma tigrinum) solo fueron capturadas en una de las zonas estudiadas (Iténez o referencia).

Este análisis se basó sobre las concentraciones de mercurio cuantifcadas en laboratorio y en los

casos que fue necesario corregidas por el tamaño (LS) y los cambios de posición trófca (15N) (Tabla

III.2 en anexo).

Las tasas de mercurio de todos los sectores del río Iténez se encuentran por encima de la zona de

referencia, siendo signifcativa en los casos del bentón y la piraña roja (Figura III.6). Las tasas de

mercurio entre sectores del Iténez en general disminuyen desde el sector del Alto Iténez hacia

Remanso, Mategua y Versalles, a excepción de la población de tucunaré en Versalles que presenta

tasas de mercurio elevadas; esto puede deberse al reducido número de individuos (cinco) y queda

entonces por confrmar. El área de infuencia de la contaminación por el mercurio empleado en la

amalgamación y los sedimentos removidos en las minas auríferas puede alcanzar 150 Km2 (Roulet

2001). Aunque este impacto no ha sido probado en peces, nuestros resultados podrían interpretarse,

por lo menos parcialmente como un indicio del efecto de la mina de San Simón sobre las

concentraciones de mercurio en los peces. Siguiendo esta área de infuencia, la mina de San Simón

podría tener efectos hasta la población de Mategua; sin embargo en la zona de Versalles se

encuentran tasas de mercurio incluso superiores a las encontradas en la zona de Mategua, lo que


sugiere que en este caso existen otros factores como la entrada de sedimentos desde las cuencas

brasileras degradadas por la deforestación pueden estar jugando un rol en la concentración de

mercurio en peces.

Figura III 6- Concentraciones de mercurio para cuatro especies de peces comerciales en diferentes sectores del río Iténez (Alto Iténez, Remanso Mategua y Versalles) y de una zona de referencia natural (Bella Vista). A) tucunaré (Cichla monoculus), B) surubí (Pseudoplatystoma fasciatum) C) bentón (Hoplias malabaricus) y D) piraña roja (Pygocentrus nattereri)). Los cuadrados pequeños representan la media, los cuadrados más grandes representan la desviación estándar y las líneas representan 1.96 del error estándar. El número de individuos está indicado encima de cada cuadrado. Las concentraciones de mercurio de la zona de referencia se encuentran por debajo de las concentraciones de los diferentes sectores del Iténez.

La bioacumulación del mercurio en relación al tamaño de los individuos es preocupante debido que

implica que mientras más grandes son los organismos mayor es su tasa de mercurio, y éstos son los

más apreciados tanto para el consumo como para la comercialización. Otro factor de preocupación

es la ubicación trófca de estas especies. La mayor parte de las especies comerciales son de hábitos

alimenticios carnívoros (Pouilly et al. 2004), a excepción del pacú, lo que determina que sus tasas de

mercurio se encuentren por encima de las demás especies omnívoras o piscívoras. Estos dos factores:

tamaño y ubicación trófca de estas especies infuencian en las tasas de mercurio que las poblaciones

humanas asimilan, dado que el mercurio contenido en el alimento es de fácil asimilación para los

seres humanos. Por lo tanto se puede concluir que, aunque los valores encontrados en las

poblaciones del Iténez se encuentran por debajo del límite de riesgo (Parte IV), las poblaciones

ribereñas del río Iténez están expuestas a contaminación por mercurio y que ésta debería ser

monitoreada.


III.4- Conclusiones

Los patrones de bioacumulación en todas las poblaciones estudiadas son de tipo neutro y linear

positivo. El patrón neutro implica que el tamaño de los organismos no determina el contenido de

mercurio en peces, y el patrón lineal positivo determina un incremento en las tasas de mercurio de

los organismos a medida que estos son más grandes. La infuencia de la posición trófca de los

organismos sobre las tasas de mercurio es evidente en aquellas especies que presentan una relación

linear entre las tasas de 15N y las concentraciones de mercurio en una población. Las relaciones

lineares de bioacumulación, así como entre el 15N y el mercurio son más frecuentes en especies de

hábitos alimenticios carnívoros. Sin embargo en las poblaciones que presentan relaciones lineares es

necesario excluir su efecto para poder realizar comparaciones entre poblaciones de diferentes

especies o diversas procedencias.

Las concentraciones de mercurio en cualquier población de peces del río Iténez son superiores a las

encontradas en la zona de referencia, lo cual no se encuentra determinado por la biomagnifcación

ni el largo de cadena alimenticia. La tendencia de la biomagnifcación es similar y positiva para los

tres ríos y muestra que las especies con hábitos alimenticios no carnívoros presentan menores tasas

de mercurio que aquellas que consumen algún tipo de proteína animal en su dieta. Sin embargo el

factor de biomagnifcación del mercurio entre especie de bajo y alto nivel trófco, es mayor en el río

Iténez en relación a los otros dos ríos en la zona de referencia. Por otro lado, el largo de cadena

alimenticia (determinado por la diferencia de 15N entre especie de bajo y alto nivel trófco) es

inferior en el río Iténez en relación a los ríos Blanco y San Martín. La hipótesis es que a menor largo

de cadena la biomagnifcación del mercurio debería ser inferior, lo no se observa en los ríos

estudiados, sugiriendo la contaminación del río Iténez. Las altas tasas de mercurio encontradas en

los peces del río Iténez no son naturales y probablemente están infuenciadas por la actividad

antrópica, principalmente la deforestación y la minería que impactan esa cuenca. Para cuantifcar

esa contaminación propusimos un factor de contaminación que relaciona la biomagnifcación del

mercurio con el largo de cadena.

Las especies comerciales presentan altas tasas de mercurio, debido a que en general son de hábitos

alimenticios carnívoros lo que las coloca en la cima de la cadena alimenticia y por lo tanto en la

parte superior de la tendencia de la biomagnifcación. Además los individuos de mayor tamaño son

apreciados para el consumo lo que se encuentra infuenciado por los patrones de bioacumulación

lineares positivos propios de especies carnívoras, reportado en este estudio para varias de las

poblaciones de especies comerciales (a excepción de las poblaciones del río San Martín).

Por otro lado, las tasas de mercurio en peces a lo largo del río Iténez, mostró una tendencia a

disminuir las concentraciones de mercurio a medida que los puntos de muestreo se alejan de la mina

(alto Iténez), sin embargo estos aparentes valores elevados en la zona del alto Iténez no pueden ser

simplemente atribuidos al efecto de la mina San Simón debido a que en la zona de Versalles (alejada


de la supuesta área de infuencia de una mina de 150 Km) las concentraciones de mercurio, en

algunos casos son mayores a las de la zona de Mategua que aún se encuentra bajo la zona de

infuencia. Por lo que en el Iténez las tasas de mercurio en peces podrían encontrarse altamente

infuenciadas por la agricultura y ganadería, además de la mina de la serranía San Simón.


III.5- Bibliografía

Bastos W.R., De Almeida R., Dorea J.G. & Barbosa A.C. 2007. Annual fooding and fsh-mercury bioaccumulation in the environmentally impacted Rio Madera (Amazon). Ecotoxicology 16: 341-346

Barbosa A.C., De Souza J., Dórea J.G., Jardim W.F. & Fadini P.S. 2003. Mercury biomagnifcation in tropical black water, Rio Negro, Brazil. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 45: 235-246

Boischo A.A.P., Henshel D. & Barbosa A.C. 1995. Mercury exposure through fsh consumption by the upper Madeira river population, Brazil - 1991. Ecosystem Health 1 (3): 177-192

Bowles K.C., Apte S.C., Maher W.A., Kawei M. & Smith R. 2001. Bioaccumulation and biomagnifcation of mercury in Lake Murray, Papua New Guinea. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 58: 888-897

Cabana G.Y. & Rasmussen J.B. 2002. Modelling food chain structure and contaminant bioaccumulation using stable nitrogen isotopes. Nature 372: 255 – 257

Castilhos Z.C. & Bidone E.D. 2000. Hg biomagnifcation in the ichthyofauna of Tapajós river region, Amazonian, Brazil. Environmental Contamination and Toxicology 64: 693-700

Da Silva D.S., Lucotte M., Roulet M., Poirier H., Mergler D., Santos E.O. & Crossa M. 2005. Trophic structure and bioaccumulation of fsh of there natural lakes of the Brazilian Amazon. Water, Air, and Soil Pollution 165: 77-94

Deza N.E.A. 1997. Mercury accumulation in fsh from Madre de Dios, a gold mining area in Amazon basin, Peru. Thesis for master of science. Oregon State University. pp: 34

Dorea J.G., Barbosa A.C. & Silva G.S. 2006. Fish mercury bioaccumulation as a function of feeding behavior and hydrological cycles of the Rio Negro, Amazon. Comparative Biochemistry and Physiology, Part C (142): 275-283

Hylander L.D., Pinto F.N., Guimarãe, J-R.D., Meili M., Oliveira L.J. & de C. e Silva E. 2000. Fish mercury concentration in the Alto Pantanal, Brazil: infuence of season of and water parameters. The Science of Total Environmental 261: 9-20

Jepsen D.B. & Winemiller K.O. 2002. Structure of tropical river food webs revealed by isotope ratios. Oikos 96(1): 46-55

Kehring H. & Malm O. 1999. Methylmercury in fsh as tool for understanding the Amazon mercury contamination. Applied Organometallic Chemistry 13: 689-696

Lacerda L.D., Bidone E.D., Guimarães A.F. & Pfeiffer W.C. 1994. Mercury concentration in fsh from the Itacaiúnas-Parauapebas River system, Carajás region, Amazon. An. Acad. Bras. 66 (3): 373-379

Lebel J., Roulet M., Mergler D., Lucotte M. & Larribe F. 1997. Fish diet and mercury exposure in riparian Amazonian population. Water, Air and Soil Pollution 97: 31-44

López E.I.S. 2005. Bioacumulación y biomagnifcación de mercurio en diferentes poblaciones de peces en la amazonía boliviana. Tesis para obtener el grado de Magíster of Scientiae en Ecología y Conservación. Universidad Mayor de San Andrés. pp.: 85-89

Maurice-Bourgoin L. & Quiroga I. 2002. Total mercury distribution and importance of the biomagnifcation process in rivers of the Bolivian Amazon. The Ecohydrology of South American Rivers and Wetlands 6: 49-67

Moreno D. 2003. Toxicología Ambiental: Evaluación de riesgo para la salud humana. Ed. McGraw-Hill/Interamericana. España. pp. 214– 220.

OMS. 1990. Methylmercury. Environmental health Criteria 101. Organización Mundial de la Salud. Geneva

Pérez R.T. 2008. Bioacumulación y biomagnifcación del mercurio en peces de la Cuenca del Iténez (Bolivia). Tesis de Magíster of Scientiae en Ciencias Ambientales. Universidad Mayor de San Simón. pp.: 1-90


Pouilly M., Yunoki T., Rosales C. & Torres L. 2004. Trophic structure of fsh assemblages from Mamoré river foodplain lakes (Bolivia). Ecology of freshwater Fishes 13: 245-257

Roulet M. 2001. Le mercure: son cycle biogéochimique et sa répartition aux échelles planétaire et amazonienne. En: Carmouze J.P., Lucotte M. & Boudou A. (Eds). Le mercure en Amazonie: Rôle de l`home et de environnent, risques sanitaires. IRD éditions. Paris. Francia. pp. 81-120

Stiling P. 1999. Ecology: theories and applications. Prentice Hall. Upper Saddle River. 3ra Ed. New Jersey. USA. pp. 519-539

Uryu Y., Malm O., Thornton I., Payne I. & Cleary D. 2001. Mercury contamination of fsh and its implications for other wildlife of the Tapajos basin, Brazilian Amazon. Conservation Biology 15 (2): 438-446

Vander Zanden M.J., Cabana G. & Rasmussen J.B. 1997. Comparing trophic position of freshwater fsh calculated using stable nitrogen isotope ratios (δ15N) and literature dietary data. Can. J. Aquat. Sci. 54: 1142-1158

Vander Zanden M.J. & Fetzer W.W. 2007. Global patterns of aquatic food chain length. Oikos 116: 1378-1388


Tabla III.2- Análisis de regresión lineal múltiple de las concentraciones de mercurio [Hg]c por la longitud estándar (LS), el δ 15N de 21 especies de peces colectados en los ríos Iténez, Blanco y San Martín. El modelo utilizado es de tipo [Hg]c = αLS + γLog(15N) + b. Los coefcientes α y γ asociados a cada variable así que el valor de intercepto b son inscritos en la tabla cuando son signifcativos.

Dieta/Especie Río n α γ b Prob R2Detrívoros - AlguívorosCurimatella cf. alburna Blanco 6 pocos individuos

Iténez 18 n/sSan Martín 12 n/s

Hemiodus unimaculatus Iténez 10 n/sPotamorhina latior San Martín 3 pocos individuosPsectrogaster essequibensis Iténez 39 n/sPsectrogaster rutiloides San Martín 1 pocos individuosHerbívorosColossoma macropomum Blanco 4 pocos individuos

Iténez 1 pocos individuosSchizodon fasciatus Blanco 16 n/s


InvertívorosBryconops sp. Blanco 1 pocos individuosTriportheus angulatus Blanco 21 0,0010 -0,072 0,01 0,30


ZooplanctívorosHypophthalmus edentatus Blanco 2 pocos individuos

Iténez 3 n/sHypophthalmus marginatus San Martín 4 n/sPiscívoros estríctosAcestrorhynchus altus Blanco 14 0,0006 -0,036 0,04 0,34

Iténez 37 0,0010 -0,065 >0,0001 0,39San Martín 16 n/s

Acestrorhynchus microlepis San Martín 4 pocos individuosAgeneiosus breviflis Iténez 1 pocos individuosCichla pleiozona Iténez 20 0,0004 -0,012 0,002 0,44

San Martín 11 n/sHoplias malabaricus Blanco 20 0,0003 -0,004 >0,0001 0,45

Iténez 48 0,0016 0,298 -0,668 >0,0001 0,38San Martín 19 n/s

Phractocephlalus hemiliopterus Iténez 9 0,0006 -0,213 >0,0001 0,60Plagioscion squamosissimus Blanco 10 n/s

Iténez 2 pocos individuosPiscívoros generalistasPseudoplatystoma fasciatum Blanco 1 pocos individuos

Iténez 28 0,0004 -0,035 >0,001 0,66San Martín 1 pocos individuos

Pseudoplatystoma tigrinum Iténez 5 pocos individuosPygocentrus nattereri Blanco 18 0,0024 -0,299 >0,0001 0,86

Iténez 64 0,0150 -0,078 >0,0001 0,63San Martín 25 0,4143 -0,822 0,04 0,28


PARTE IV

Exposición humana al mercurio en los Municipios de Baures y Magdelena, río Itenez 2007.

Pamela Paco, Flavia Barbieri, Jean Louis Duprey Jacques Gardon & Marc Pouilly

IV.1- Introducción

El mercurio, un agente contaminador mundial transportado por aire y agua a través del planeta,

plantea un reto a la salud mundial. Por un lado el mercurio es reconocido como uno de los más

peligrosos contaminantes del ambiente. Por otro lado el pescado es a la vez un alimento muy

nutritivo y uno de los principales vehículos para la transmisión del mercurio a los humanos en su

forma orgánica, el metilmercurio (Fillion et al. 2007). Estudios recientes parecen indicar que el

mercurio tal vez carezca de umbral por debajo del cual no se producen efectos adversos (OMS

2005).

Alrededor de 2000 toneladas de Mercurio (Hg) se han utilizado para la amalgamación del oro en las

minerías auríferas del Amazonas desde hace 20 años. La mayor parte de este mercurio se deposita

en los sistemas acuáticos por vías atmosféricas o acuáticas. Estos han sido sujeto de oxidación y

metilación bajo condiciones favorables encontradas en el agua y sedimento de los ríos de la región y

como resultado, las poblaciones que viven a orillas de estos ríos han sido contaminadas con

mercurio a través del consumo de pescado (Barbosa et al. 1997).

Bolivia es un país tradicionalmente minero. Desde la época de los Incas la minería siempre ha sido

una de las principales actividades económicas del país. La serranía de San Simón, zona minera

aurífera, se encuentra en la parte oriental de Bolivia, al sureste del departamento del Beni (provincia

Iténez). Esta serranía es explotada por ingenios y mineros independientes desde 1742. Las

actividades mineras de exploración y extracción por los concesionarios y la Sociedad Minera de San

Simón se llevan a cabo sin ninguna licencia ambiental (Hentschel et al. 2000). La contaminación por

mercurio es provocada por alrededor de 500 pequeños mineros que emiten aproximadamente 15

toneladas de mercurio por año. Los desechos mercuriales son vertidas en lechos de los arroyos que

desembocan en el río Iténez y por consiguiente a las comunidades aledañas de los municipios de

Baures y Magdalena, que se alimentan principalmente de los peces del río Iténez y consumen su

agua, motivos sufcientes para pensar que existe una exposición al mercurio.


Existen solamente cuatro estudios realizados en Bolivia, para la determinación de niveles de

exposición de mercurio en personas, dichos estudios se realizaron en el Amazonas, en aguas de los

ríos Beni y Madera (Barberi 2006). Los resultados de estos estudios diferen en forma signifcativa,

pese a que las poblaciones de estudio compartían características similares de explotación de oro

aluvial y consumo de pescado. Mientras que en la cuenca alta y baja del río Beni se encontraron

niveles de exposición por encima del estándar, en la cuenca baja (cerca de la frontera con el Brasil),

los valores se mantuvieron por debajo de los límites recomendados (Barberi 2006). Este hecho ha

generado una reciente preocupación por parte de diferentes organizaciones en conocer con certeza

si las grandes emisiones de mercurio desechadas por las empresas mineras, provocan daños en el

ambiente y la salud de las personas.

Considerando la capacidad de las plantas en San Simón se ha visto importante determinar si existe

una exposición importante de mercurio en las comunidades ribereñas del río Iténez, a fn de tomar

decisiones importantes para el normal desarrollo de las comunidades afectadas. El objetivo de este

estudio es de realizar una estimación preliminar de los niveles de mercurio en los cabellos de los

pobladores de cinco comunidades cercanas al río Iténez, a la mina San Simón y a media de

comparación en comunidades cercanas a afuentes menos intervenidos que el río Iténez (ver

introducción pagina 1).

IV.2- El mercurio

IV.2.1- Propiedades

El mercurio es un metal que se genera de manera natural en el medio ambiente y presenta una gran

variedad de formas. En su forma pura, se le conoce como mercurio metálico o elemental (Hg0). Es

un metal blanco plateado brillante, que se utiliza por ejemplo en termómetros y en interruptores

eléctricos. A temperatura ambiente, y si no está encapsulado, el mercurio metálico se evapora

parcialmente, formando vapores de mercurio incoloros e inodoros.

El mercurio puede enlazarse con otros compuestos, como mercurio monovalente o divalente (Hg (I)

y Hg (II) o Hg2+, respectivamente). A partir del Hg2+, se pueden formar muchos compuestos

orgánicos e inorgánicos. Algunos de estos compuestos inorgánicos, como el cloruro de mercurio

HgCl2) son lo bastante volátiles para existir como gas atmosférico. La solubilidad en agua y

reactividad química de estos gases inorgánicos de mercurio hacen que su deposición de la atmósfera

sea mucho más rápida que la del mercurio metálico. Esto signifca que la vida atmosférica de los

gases de mercurio divalentes es mucho más corta que la del gas de mercurio metálico. Cuando el

mercurio se combina con carbono, se forman compuestos orgánico, siendo el metilmercurio, el más

conocido de todos.


IV.2.2- Exposición Ocupacional al Mercurio

Las primeras descripciones del efecto tóxico del sulfuro de mercurio, que se utilizaba como

pigmento rojo para la ilustración de textos, datan de la Edad Media. Los sombrereros, desde el siglo

XVI hasta principios del siglo XX, sufrieron la toxicidad del nitrato de mercurio, que se empleaba

para la fabricación del terciopelo a partir de pelo de conejo que dio lugar al llamado eretismo

mercurial.

Actualmente el mercurio se emplea con profusión en la industria y la agricultura, conociéndose al

menos 70 tipos de trabajos que conllevan exposición a dicho metal. Existen fuentes de

contaminación que suponen un factor de riesgo para los trabajadores: la exposición de los obreros

en las fábricas de sodio y cloro, o en la fabricación de termómetros, barómetros, termostatos,

trompas de vacío, tubos fuorescentes, lámparas de mercurio y baterías secas de larga duración; en la

industria de pinturas (pigmento rojo), catalizadores, síntesis del ácido acético o en las de detonantes

de cartuchos, donde se utiliza fulminato de Hg muy absorbible.

En el medio industrial es rara la aparición de intoxicaciones agudas y subagudas por mercurio, es

más frecuente la intoxicación crónica (hidrargirismo o mercurialismo). La manera insidiosa en que

se manifesta la intoxicación crónica, y la pobre sintomatología en periodos iníciales dan como

resultado lesiones irreversibles de pobre respuesta a los tratamientos aplicados hasta la fecha. La

exposición más común al mercurio en el trabajo es por inhalación de vapores de mercurio (OMS

2005) como en el caso de los garimperos que utilizan técnicas artesanales de amalgamación para se

extraer el oro.

Para el mercurio líquido, la inhalación es la vía de exposición que plantea el mayor riesgo para la

salud (OMS 2005).Los derrames de mercurio, que por más mínimos que sean (rotura de

termómetros por ejemplo), pueden contaminar el aire de espacios cerrados por encima de los límites

recomendados y tener consecuencias graves para la salud.

En cada empresa o puesto de trabajo se debe tomar en cuenta que la “Prevención Global e

Integrada” enmarca el clásico binomio puesto de trabajo-trabajador en un entorno más amplio, que

incluye: el área de actividad (mina, planta metalúrgica, fábrica, etc.), la empresa en su totalidad y el

entorno socioeconómico y geográfco donde se halla ubicada la compañía, éste para un mejor

cuidado de la salud de los trabajadores y por ende un mejor desempeño (Canno 2001).

IV.2.3- Fuentes y ciclo del mercurio

El mercurio terrestre tiene un origen magmático, que emana como producto de desgasifcación a lo

largo de fallas profundas. De este modo, el mercurio inicia su ciclo geoquímico pasando a la corteza

terrestre y de ésta al aire, al agua y suelos, para pasar posteriormente a las plantas y a los animales y,

por último, al hombre. Es así que la humanidad vive en un entorno que siempre ha contenido

mercurio.


Las fuentes naturales de mercurio aportan al ciclo global del mercurio unas 50.000 toneladas de

metal por año. Sin embargo actualmente los dos tercios de mercurio emitido hacia la atmósfera son

de origen antropogénico y los depósitos atmosféricos de mercurios han triplicado en los últimos 150

años. Las fuentes antropogénicas se pueden considerar en dos grupos:

- las fuentes constituidas por la producción de mercurio procedente de las explotaciones mineras y

las reservas de algunos países, la combustión de carbones, los vertidos industriales y por las

alcantarillas;

- las fuentes secundarias que engloban el mercurio procedente del desmantelamiento de plantas

cloro cáustico, recuperación de residuos diversos y la metalurgia de otros metales. Se debe citar

dentro de éstas, la utilización del mercurio como fungicida, herbicida y conservante de semillas en

agricultura; las papeleras, la industria electroquímica, su uso en pinturas y pilas, la industria de los

catalizadores.

El mercurio puede entrar al ciclo del agua por el ciclo atmosférico (combustión de carbones en la

atmósfera por ejemplo) que se fnaliza por una deposición en los suelos o directamente en el agua.

También puede entrar directamente, mediante el vertido de residuos industriales o domésticos

(alcantarillado) a los ríos y mares. Por último, debido al uso agrícola del mercurio y a su presencia

natural, está presente como contaminante del suelo. En el agua el mercurio divalente (Hg2+) puede

s e r bioacumulado directamente por los peces o bien seguir un proceso de biotransformación,

realizado por microorganismos acuáticos, dando lugar a dos especies orgánicas: el dimetilmercurio

volátil, que se recicla a la atmósfera, y el metilmercurio, que se bioacumula en los organismos, y por

tanto es incorporado a las cadenas trófcas (Lebel 1997, Barbosa et al. 1997, Soares de Campos et al.

2002, entre otros) a lo largo de las cuales se biomagnífca (ver parte III).

IV.2.4- Absorción y excreción

Las vías de entrada del mercurio al organismo humano son:

a) Vía Respiratoria (absorción por inhalación). No es frecuente la absorción de los metales en estado de

gas o vapor excepto para el caso del mercurio, siendo probablemente el único caso en que la

exposición a este metal en su forma elemental es de importancia en la práctica (Canno 2001). En

toxicología ocupacional esta es la vía más importante (OMS 2005).

b) Vía Digestiva. El mercurio se absorbe muy poco en el tracto gastrointestinal, probablemente en

cantidades inferiores al 0,01%. La absorción por esta vía de los compuestos inorgánicos de mercurio

(insolubles) es del 7% con valores comprendidos entre el 2% y el 15% dependiendo de la solubilidad

del compuesto ingerido. En Salud Pública, esta vía de absorción es la que tiene mayor importancia,

ya que el aporte de mercurio (metilmercurio) a la población no expuesta por su tipo de ocupación

procede de los alimentos, específcamente del pescado (Olivero et al. 2002; Tavares et al. 2005).


c) Vía Cutánea. Es muy probable que el mercurio elemental pueda atravesar la piel, pero no se

dispone en la actualidad de cifras cuantitativas. Es dudoso, sin embargo, que esta vía de absorción

juegue un papel importante en comparación con otras. Es también muy probable que el

metilmercurio penetre por la piel, se han descrito casos de intoxicación debida a la aplicación local

de pomadas conteniendo metilmercurio. No se puede estimar con los trabajos actuales hasta qué

punto hay absorción (Canno 2001).

La mayor parte de metilmercurio se excreta por orina, heces y bilis, donde el metilmercurio es

eliminado casi en un 90 % en mercurio inorgánico. Diariamente, el 1% del metilmercurio es

eliminado por una de estas vías. Su tiempo de eliminación es de aproximadamente 80 días, aunque

existen estudios donde se demuestra que su tiempo de eliminación es mucho menor.

IV.2.5- Efectos en la salud

El metilmercurio puede causar principalmente neuroencefalopatía tóxica (parestesias, ataxia,

espasticidad, temblor intencional, alteraciones del estado mental, defectos de aprendizaje, síntomas

neurasténicos, incluyendo una severa forma congénita como consecuencia de exposición prenatal

(Dolbec et al. 2000, Pinheiro et al. 2006). La exposición al metilmercurio se manifesta con disartria,

ataxia y constricción del campo visual. El envenenamiento por mercurio orgánico puede simular la

esclerosis lateral amiotrófca e incluso debutar con ella.

El primer síntoma suele ser una serie de parestesias en los dedos de la mano y en la zona peribucal.

Posteriormente, aparecen trastornos en la visión y sintomatología neurológica (disartria, ataxia

cerebelosa con alteración de la palabra y la escritura). En casos graves, puede producir confusión

mental, coma y la muerte. Todas las lesiones citadas son irreversibles (Pinheiro et al. 2006). Las

principales manifestaciones de salud son:

a) Embriopatía por metilmercurio. Se caracteriza por un conjunto de síntomas que pueden

observarse en el feto o en el recién nacido, cuando la madre se ha expuesto a cantidades elevadas de

metilmercurio durante su embarazo. Puesto que la exposición materna a metilmercurio se da sobre

todo a través de consumo de pescado, se recomienda que las mujeres en edad de maternidad no

deban consumir más de 350g de pescado a la semana en zonas contaminadas. Se recomienda que

mujeres embarazadas no deban estar expuestas en el trabajo a concentraciones en aire de vapor del

mercurio mayores de 0,01 mg por metro cúbico, y a compuestos inorgánicos y fenilmercúricos

mayores de 0,02 mg por metro cúbico, o a ninguna concentración detectable de metilmercurio. Las

anomalías que pueden presentar los niños expuestos in útero al metilmercurio son; retraso psicomotor

y parálisis cerebral además de otras anomalías.

b) Alteraciones cardiovasculares. Existen varios estudios en los que se ha mencionado que, a mayor

ingesta de pescado contaminado con metilmercurio, existe un mayor riesgo de que ese paciente

presente infarto de miocardio o patologías vasculares de otro tipo. Sin embrago, todos estos estudios


sustentaron que esta probabilidad de enfermedades cardiovasculares es manifestada en paciente

expuestos al metilmercurio desde su gestación “in utero” (Guallar et al. 2002). Recientes estudios

realizados en personas que consumen gran cantidad de pescado en zonas contaminadas y otras

personas que están expuestas en el trabajo, no mostraron ninguna relación entre las enfermedades

cardiovasculares y los niveles de mercurio que presentaban. Como conclusión, comentan que a

pesar de que la ingesta de pescado y la cantidad de mercurio eran signifcativas, las patologías

cardiovasculares que presentaron algunos pacientes se debían al estilo de vida y no así al mercurio.

Sin embargo aún existe el debate sobre los benefcios del pescado como nutriente y cardioprotector,

versus pescado con metilmercurio como desencadenante de patologías cardiovasculares.

c) Alteraciones del Sistema Nervioso. Como se citó anteriormente las alteraciones del sistema

nervioso se pueden observar en niños y adultos, pero el riesgo es importante en los niños y su

desarrollo. Estudios realizados en zonas contaminadas se encontraron grupos de niños previamente

expuestos al metilmercurio, con défcit de la motricidad (de acuerdo al nivel de mercurio), y

defciente desenvolvimiento escolar. Este tipo de patologías es mayor en la exposición prenatal, pues

la exposición al metilmercurio puede causar daños irreversibles al sistema nerviosos central,

manifestándose como retraso mental, parálisis cerebral ceguera, sordera y otros. También se

evaluaron actos del cotidiano vivir (vestirse, comer) donde se demostró que el défcit se

incrementaba con el tiempo, en otras palabras la exposición al metilmercurio acelera en proceso de

envejecimiento relativo en personas jóvenes.

d) Carcinogenicidad. Existen estudios que identifcaron la relación entre metilmercurio y cáncer,

donde se considera que los compuestos de éste son carcinógenos. La ingestión de alimentos

contaminados con metilmercurio han reportado aberraciones cromosomales en los humanos de

todas maneras la interpretación de estos estudios es limitada. WHO (1999), reporto al

metilmercurio como mutágeno poco potente, pero capaz de causar daños al núcleo y cromosomas

en varios sistemas.

IV.2.6- Biomarcadores

Dos de los biomarcadores más estudiados para la exposición al metilmercurio son los cabellos, la

sangre y la orina.

a) Niveles de mercurio en sangre. Los niveles de mercurio en sangre son la mejor forma de medir la

absorción del vapor del mercurio elemental y del mercurio inorgánico precozmente. La medición de

la concentración de mercurio en sangre es el método elegido para la evaluación del mercurialismo.

Los niveles normales no sobrepasan 0.l-0.3 µg/dL; las concentraciones de 22µg/dL se asocian con

la muerte. La evidencia de irregularidad neurológica generalmente no aparece hasta que las

concentraciones de mercurio en sangre sobrepasan las 100 ppb (partes por billón), se sugiere 7.5

ppb como límite superior aceptable para las concentraciones en sangre, para evitar los daños

neurológicos.


b) Niveles de mercurio en orina. En los trabajadores de la industria expuestos al mercurio

inorgánico, los niveles de mercurio elevados en orina se relacionan con los síntomas

neuropsiquiátricos excesivos, niveles elevados en orina de N-acetil-β-D-glucosaminidasa, glutatión

peroxidasa y velocidades de conducción motriz media reducidas (Malm et al. 1997). Algunos autores

piensan en cifras de 300 µg de mercurio en orina recogida en 24 horas, como las característicamente

asociadas a signos y síntomas clínicos, aunque otros opinan que la concentración máxima admisible

es de 50 µg/L.

c) Análisis del cabello. En contraste con la determinación de metilmercurio por sangre, éste método

no invasivo se puede realizar sin supervisión médica. Es utilizado con frecuencia pues se asume que

más del 80% del mercurio en cabello se encuentra en forma de metilmercurio. El metilmercurio en

cabello da parámetros no solo del nivel de exposición en el ser humano, también se puede precisar

el tiempo de exposición, pues el mercurio a tiempo de la formación del cabello, penetra por los

capilares dentro de los folículos pilosos (Dolbec et al. 2001). El cabello crece a razón de un

centímetro por mes y el metilmercurio puede ser recapitulado en cada centímetro de cabello.

IV.2.7- Límites permisibles de mercurio

La Organización Mundial de la Salud (OMS/WHO) y la Organización de las Naciones Unidas

para la Agricultura y la Alimentación (FAO), son los organismos encargados de establecer los límites

máximos permitidos de contaminantes, lo que se conoce como la Ingesta Diaria Aceptable (ADI).

Sin embargo, cada país puede establecer los niveles máximos permitidos de contaminantes en los

distintos alimentos. A consecuencia de los grandes desastres de Minamata e Iraq, estas instituciones

realizaron cálculos de valores umbral (threshold) para la ingesta semanal de metilmercurio o

mercurio (Dosis de Referencia – DdR e Ingesta Semanal Tolerable Provisional). Gracias a datos

obtenidos por el Nartional Research Council (NCR) de Estados Unidos en el año 2000 se determinó

que la DdR (dosis de referencia) considerada como no letal (efectos en el desarrollo neuronal) es de

58µg/l en sangre del cordón umbilical y 10mµg/g en cabello, y por daño causado in útero con

defcits neurológico en niños es de 1µg/kg peso corporal al día.

IV.3- Zona de estudio

La provincia Iténez (departamento del Beni) está conformada por tres Secciones o Municipios:

Magdalena (Primera Sección y Capital de Provincia), Baures (Segunda Sección) y Huacaraje

(Tercera Sección). (Figura IV.1).


Figura IV.1- Ubicación geográfca de los ríos Itenez, Blanco, y poblaciones de estudio.

La mayor cantidad de población se encuentra en el municipio de Magdalena, con el 52.48% del

total de la provincia, con una tasa de crecimiento del 2.57%, y luego el municipio de Baures, con el

27.88%. Dentro de cada Municipio existen comunidades. Magdalena, por ser la más grande, posee

30 comunidades, mientras que Baures cuenta con 12.

IV.4- Metodología

IV.4.1- Selección de comunidades

Para el estudio se seleccionaron 5 comunidades perteneciente a los dos municipios de Baures y

Magdalena. Dentro del municipio de Baures, en el cual se encuentra la serranía de San Simón, se

seleccionaron las localidades de Piso Firme, Remanso (comunidad la mas cercana a la mina San

Simón) y Mategua. Dentro del municipio de Magdalena, fueron seleccionadas las comunidades de

Versalles y Nueva Brema.

Estas comunidades, a excepción de Nueva Brema y Piso Firme (comunidades “control”), tienen

como característica común al río Iténez como fuente de trabajo y alimentación. Nueva Brema se

encuentra en la ribera del río Blanco, afuente directo del río Iténez y Piso Firme que es una

comunidad ribereña del Río Paraguá también afuente del Río Iténez. Todas son comunidades

pequeñas. Generan electricidad por motores a diesel, ninguna cuenta con agua potable, ni

alcantarillado. Piso Firme, Versalles y Remanso cuentan con personal médico, las otras dos

comunidades Mategua y Nueva Brema cuentan con Responsables de Salud. En cuanto a nivel


educativo, Piso Firme, Remanso y Versalles cuentan con una escuela propia, mientras que Mategua

y Nueva Brema no cuentan con este recurso. Dentro de las actividades principales de los habitantes

en estas comunidades, se tiene como principal a la pesca, seguida de la caza y en pequeño

porcentaje la crianza de animales de corral.

IV.4.2- Censo de población, selección de los participantes y muestreo de cabellos

Durante una primera fase del proyecto (mayo 2007), se realizaron entrevistas a los pobladores de las

comunidades, para obtener datos demográfcos y realizar un censo de la población con la ayuda del

personal de salud y dirigentes de cada localidad. El censo fue también basando en censos previos de

las comunidades y en los últimos registros de salud de cada posta. El cuestionario fue dirigido a

investigar los hábitos alimenticios de las personas: consumo de pescado, frecuencia y especies que

más consumen. De la misma forma éste inquiere en datos demográfcos como ocupación y el

tiempo de vida en la comunidad.

A partir del censo de la primera fase se seleccionó un total de 307 participantes al azar simple,

distribuidas entre las cinco comunidades seleccionadas (Tabla IV.1) y excluyendo a las personas que

no quieren participar y a los menores de dos años.

En la segunda fase (agosto 2007), se realizaron reuniones colectivas en cada comunidad para una

retroalimentación de nuestro propósito. Al mismo tiempo se realizaron cuestionarios y muestras de

cabellos de las personas que fueron seleccionadas dentro de cada población. Se asignó a cada

participante un número aleatorio de código. Por cada participante se tomaron alrededor de 500 mg

de cabello de la región occipital, a 2 mm de la piel cabelluda con tijeras de acero inoxidable. La

muestra fue colocada en fchas de cartulina blanca identifcada con el código anónimo.

Tabla IV.1- Número de habitantes y de muestras realizadas en las cinco comunidades de estudio

Comunidades Número de habitantes

Número de muestras

Piso Firme 188 56Remanso 647 120Mategua 54 34Versalles 116 49Nueva Brema 128 48

Las muestras fueron analizadas en el Laboratorio de Calidad Ambiental, dependiente del Instituto

de Ecología de la Universidad Mayor de San Andrés (UMSA), para la determinación de mercurio

total por espectrometría de absorción atómica con vapor frío.

Los cuestionarios permitieron registrar por cada individuo las variables siguientes : género, edad,

tiempo de vida en la comunidad, ocupación, antecedentes de trabajo en minas (explotación de oro),


frecuencia de consumo de carne doméstica, carne de monte y pescado, especie de pescado más

consumido. Estas variables fueron utilizadas para interpretar las concentraciones de mercurio en

cabellos.

IV.4.3- medidas éticas

Este estudio fue evaluado previamente por el Comité de Bioética de Bolivia para su aprobación.

Cada participante ha tenido una información básica sobre el tema de investigación y solo fueron

incluidos los que aceptaron participar de manera voluntaria, previo consentimiento informado

frmado por el participante o por sus padres o tutores legales.

Los datos serán introducidos en una base de datos informática llenada según un código, a fn de

garantizar el anonimato. Una copia de la información será conservada en un lugar diferente al lugar

de explotación de los resultados. Tanto el código como los cuestionarios que permiten vincular los

datos informáticos a la identidad de las personas, son conservado en dos lugares distintos y

únicamente en soporte papel. No hay ninguna conexión posible entre el banco de datos

computarizado y los cuestionarios. Los datos brutos no son comunicados a personas ajenas al

proyecto, incluyendo otros científcos. Sólo los datos sintetizados (cuadros, Figuras) son

comunicados. Sólo los integrantes del proyecto tendrán acceso al banco de datos, bajo la estrecha

supervisión del responsable y de su asistente Los cuestionarios estarán guardados en un estante

metálico cerrado con llave, en posesión del responsable del proyecto y de su asistente. Las formas de

consentimiento informado frmado por el participante o su tutor serán guardadas en un archivo

distinto a los cuestionarios y guardadas en un estante cerrado con llave.

Al término del estudio, los resultados globales fueron explicados a la población en una reunión

pública, mientras que el resultado específco de cada participante fue entregado en forma privada a

cada uno, con la respectiva explicación. En esta oportunidad, se han dado consejos sobre el tema.

IV.5- Resultados

Para poder obtener una mejor distribución de nuestros resultados se excluyeron a 6 resultados del

estudio que presentaban una cantidad de mercurio en cabello menor a 0.6 µg/g. La media

aritmética general sobre los 301 individuos restantes fue de 2.98 µg/g (Figura IV.2).


Figura IV.2- Histograma general de las poblaciones de estudio.

Para ver la asociación entre los niveles de mercurio encontrados y las variables explicativas se utilizó

un análisis de regresión logística (Tabla IV.2). Los resultados muestran que existe relación entre la

cantidad de Hg encontrado en las comunidades y el nivel de consumo de pescado: cuanto mayor sea

el consumo de pescado existe la probabilidad de que la cantidad de Hg en el cabello vaya en

aumento.

Tabla IV.2- Analísis de regresión logistica entre las concentraciones de mercurio en los cabellos de 301 individuos de la cuenca Iténez y las variables explicativas género, edad, ocupación y población.

Variables Factor Fuerza de asociación (IC) Estabilidad (p)Género Femenino (ref.)

Masculino 1,38 (0,83-2,30) 0,22Edad 0- 15 (ref.)

16-45 1,41 (0,80-2,48) 0,23> 46 0,75 (0,36-1,56) 0,44

Ocupación Estudiantes (ref.) Agricultores 1,37 (0,66-2,83) 0,39Construcción 1,86 (0,32-10,72) 0,49Desocupados 0,70 (0,22-2,2) 0,53Labores de casa 0,9 (0,49-1,75) 0.82Profesores 0,2 (0,5-0,74) 0,017

Consumo de Pescado ≤ 14 (ref.)

> 14 4,65 (2,24-9,65) < 0,001

Poblaciones Nueva Brema (ref.)

Piso Firme 2,64 (0,94-7,43) 0,07Mategua 18,28 (5,10-65,53) < 0,001Versalles 11,22 (3,82-32,95) <0,001Remanso 5,18 (2,08-12,88) <0,001


El análisis de la cantidad de Hg entre las comunidades muestra que existe una diferencia

signifcativas entre las del río Iténez y de los otros ríos (Figura IV.3). Esta diferencia revela que existe

mayor probabilidad de tener niveles mas altos de Hg en el río Iténez en comparación a los otros

ríos.

Figura IV.3- Box plot de comparación de los niveles de Hg por comunidad (Izquierda) y de los niveles de mercurio por ríos (Derecha).

IV.6- Conclusiones

Diez muestras tomadas en Bella Vista y 25 en la comunidad de la mina de San Simón fueron

excluidas del análisis estadísticos por no tener similitud en hábitos alimenticios con el resto de las

comunidades, no contar con el número sufciente de participantes y porque dichas comunidades no

tiene similitud dentro del contexto geográfco y desarrollo con las poblaciones de estudio. Los

exámenes realizados a pescadores de Bella Vista, dan un promedio de 2.5 µg/g, muy por debajo de

los límites máximos permisibles. Sin embargo este resultado no es representativa por solo tener

muestra de 10 pescadores de la comunidad. Los resultados de los mineros de San Simón de un

promedio de 25 muestras dan un valor de 1.98 µg/g, también por debajo de los límites permisibles.

Sin embargo, debido a que los mineros están expuestos al mercurio inorgánico, para poder conocer

su nivel de exposición este tipo de mercurio, se debe de realizar la determinación del mercurio

inorgánico en orina, no así en cabello, pues este examen no es representativo para este tipo de

población.

En las poblaciones seleccionadas el consumo de especies de pescados carnívoros es mucho mayor

que en Cachuela Esperanza (Barbieri 2006). Por tanto, se espera una media de mercurio igual o

mayor, aunque no en los mismos niveles encontrados en las localidades más expuestas de los ríos

amazónicos brasileros.


Los resultados muestran que existe una exposición al mercurio, pero estos niveles se encuentran muy

por debajo de de los límites de riesgo para la salud con un promedio de 2,98 µg/g, teniendo en

cuenta que el límite permisible de mercurio en cabellos es de 10 µg/g.

La comparación entre el río Itenez, Blanco y Paraguá, reveló, que el primero presenta niveles de Hg

un poco más elevados que los otros dos ríos, esto hace suponer que puede existir algún tipo de

relación entre los ingenios mineros y los niveles de contaminación.

En conclusión, podemos citar que los niveles de metilmercurio encontrados en las comunidades de

estudio no representan ningún peligro en la salud de los mismos, pero no se debe descartar la

posibilidad de que en un futuro por mayor actividad minera o deforestación y erosión de los suelos,

ésta tenga consecuencias en la salud de los pobladores.


IV.7- Bibliografía

Barberi F. 2006.Exposición al mercurio en una población del Bajo río Beni, temporada seca 2005. Tesis Maestría en salud pública. UMSA La Paz, Bolivia, 82p.

Barbosa A.C., Garcia A. & de Souza JR, 1997. Mercury contamination in hair of riverine populations of Apiacás reserve in the Brazilian Amazon. Water, Air & Soil Pollution 97: 1-8

Canno S.E. 2001. Toxicología del mercurio, actuaciones preventivas en sanidad ambiental y laboral. 1-66.

Dolbec J., Mergler D., Sousa Passos C.J., Sousa de Morais S. & Lebel J. 2000. Methylmercury exposure affects motor performance of a riverine population of the Tapajos river, Brazilian Amazon. Int Arch Occup Environ Health. 73(3): 195-203.

Dolbec J., Mergler D., Larribe F., Roulet M., Lebel J. & Lucotte M. 2001. Sequential analysis of hair mercury levels in relation to fsh diet of an Amazonian population, Brazil. Sci Total Environ. 271(1-3):87-97.

Dorea J.G., de Souza J.R., Rodrigues P., Ferrari I. & Barbosa A.C. 2005. Hair mercury (signature of fsh consumption) and cardiovascular risk in Munduruku and Kayabi Indians of Amazonia. Environmental Research 97 (2): 209-19.

Frey N., Brachet M., Malliot E., Deheeger M., de Merona B. & Boudou A. 2001. Gold-Mining Activities and mercury contamination of native Amerindian communities in French Guiana: key Role of Fish in Dietary Uptake. 449-456.

Guallar E., Sanz G., Van't Veer P., Bode P., Aro A., Gómez J., Kark J., Riemersma R.A., Moreno J.M. & Kok F.J. 2002. Mercury, Fish Oils, and the Risk of Myocardial Infarction. New England Journal of Medicine 347:1747-1754

Hentschel T., Roque D. & Taucer E. 2000. Estudio monográfco sobre la explotación minera pequeña. Ejemplo de San Simón (Bolivia). Documento de trabajo SAP 283/WP 142. Ofcina Internacional del Trabajo (OIT), Ginebra. Disponible en línea : http://www.ilo.org/public/spanish/

Lebel J., Roulet M., Lucotte M. & Larribe F. 1997. Fish diet and mercury exposure in a riparian Amazonian population. Water, Air, & Soil Pollution 97: 31-44

Malm O., Branches F.J., Akagi H., Castro M.B., Pfeiffer W.C., Harada M., Bastos W.R. & Kato H. 1995. Mercury and methylmercury in fsh and human hair from the Tapajos river basin, Brazil. Sci Total Environ. 175 (2):141-50

National Council Research (NCR) 2000. Toxicological Effets of methylmercury. Washington.

Olivero J., Johnson B. & Arguello E. 2002. Human exposure to mercury in San Jorge river basin, Colombia (South America).Sci Total Environ. 289(1-3):41-7.

Pinheiro M.C., Nakanishi J., Oikawa T., Guimarães G.A., Quaresma M., Cardoso B., Amoras W.W., Harada M., Magno C., Vieira J.L., Xavier M.B. & Bacelar D.R. 2000 Methylmercury human exposure in riverside villages of Tapajos basin, Para State, Brazil. Rev Soc Bras Med Trop. 33(3):265-9.

Soares de Campos M., Souza J., Céli R., da Silva E & de Oliveira E. 2002. Correlation between mercury and selenium concentrations in Indian hair from Rondonia State, Amazon region, Brazil. Science of the Total Environment 287: 155-161.

Tavares L.M., Camara V.M., Malm O. & Santos E.C. 2005. Performance on neurological development tests by riverine children with moderate mercury exposure in Amazonia, Brazil. Cad Saude Publica. 21(4):1160-7.

World Health organization (WHO/OMS) 1991. Enviromental Health, Criteria 101,Methylmercury. 1-18.

http://www.ncbi.nlm.nih.gov/sites/entrez?Db=pubmed&Cmd=ShowDetailView&TermToSearch=16021253&ordinalpos=5&itool=EntrezSystem2.PEntrez.Pubmed.Pubmed_ResultsPanel.Pubmed_RVDocSum






http://www.ilo.org/public/spanish/






PARTE V

Conclusión general

Marc Pouilly, Tamara Pérez, Alex Ovando, Fabiola Guzmán & Pamela Paco

La contaminación por el mercurio afecta cada vez a más gente en la cuenca Amazónica, y la

investigación medica describe impactos de este metal pesado en la salud humana a concentraciones

que antes estaban consideradas sin efecto. El riesgo de contaminación aumenta y se debe a la

sinergía de dos causas principales. Por un lado un reservorio y fuente natural de mercurio

almacenado por procesos milenarios en los suelos de la región; y por el otro lado un aumento de la

erosión de los suelos estos últimos decenios, en parte debido a las actividades antrópicas, que libera

este metal y favorece su transferencia hacia el hombre.

La problemática de contaminación por el mercurio se puede resumir en cuatro niveles integradores

críticos: 1) la tasa de aporte de mercurio en los sistemas acuáticos, 2) la tasa de transformación de

este mercurio por los procesos de metilación, 3) la tasa de transferencia del mercurio a través de la

cadena trófca, y al fnal 4) la tasa de mercurio captada por el hombre. El conocimiento y el

monitoreo de estos parámetros permite estimar el riesgo y nivel de exposición de la población

humana a una contaminación por el mercurio.

1) Tasa de aporte de mercurio en los sistemas acuáticos

La cantidad de mercurio transportada por un río depende del nivel natural de mercurio en los

suelos de las partes altas de la cuenca, de la tasa de erosión natural, de la tasa de erosión generada

por las actividades antrópicas y de un eventual aporte en mercurio exógeno como por ejemplo en la

minería de oro. Este aporte no es constante a lo largo del tiempo. La evolución durante cien años de

las concentraciones de mercurio en los sedimentos del río Beni demuestra que existe un incremento

de estos valores desde los años 1970-1980 (Maurice-Bourgoin et al. 20041, Figura V.1). Esa evolución

se puede explicar por la intensifcación de las actividades antrópicas y entonces es probable que la

tendencia en el río Beni y en los otros grandes ríos de la Amazonía boliviana (Madre de Dios,

Mamoré e Iténez) siga incrementando en las próximas décadas a medida que se incremente la

presión antrópica en cada cuenca.

1 - Maurice-Bourgoin, L.; R. Aalto; I. Réault y J.L. Guyot. 2004 use of 210pb geochronology to explore the Century-scale Mercury contamination history and the importante of foodplain accumulation in andean tributaries of Amazon river. htpp://www.brasil.ird.fr/sympoIsotope/Papers/ST4/ST4-13-Maurice.pdf.


Figura V.1- Evolución temporal (1900-2000) de las concentraciones de mercurio en el río Beni. Los valores corresponden a los valores observados divididos por los valores esperados en relación a la cantidad de arcilla contenido en testigos de sedimentos de los ríos Mamoré y Beni (Maurice-Bourgoin et al. 2004).

2) tasa de metilación

La tasa de metilación es un parámetro todavía bastante desconocido y por lo tanto difícil de estimar.

Se conoce a grandes rasgos las condiciones favorables para la transformación del mercurio en metil-

mercurio. En los sistemas amazónicos, las llanuras de inundación son los lugares críticos para la

metilación debido en particular a la producción de plantas acuáticas y la descomposición de la

materia orgánica que generan condiciones favorables a la liberación del mercurio y a su metilación

por bacterias. Sin embargo observar, y con más razón prever, un indicador de la tasa de metilación

en relación a las condiciones locales es todavía un proceso largo y difícil. Hasta la fecha no se realizo

ninguna investigación al respeto en Bolivia.

3) transferencia en la cadena trófca Los procesos de bioacumulación y biomagnifcación son indicadores imprescindibles para entender y estimar los riesgos de contaminación. Si bien existe en Bolivia estudios parciales que estiman las concentraciones de mercurio en los peces que permiten establecer un diagnostico preliminar de la situación actual, no existen trabajos de investigación que enfocan sobre herramientas que permitirán prever la evolución de las concentraciones de mercurio en el tiempo. Los resultados presentados en este informe demuestran que los patrones de bioacumulación y biomagnifcación son integradores del nivel de contaminación en los ríos y por lo tanto contienen una información para la evaluación del riesgo de contaminación. Un estudio profundizado podría realizarse para probar de poner en marcha una metodología predíctiva del nivel de mercurio en los peces en relación a las condiciones ambientales y a su evolución.

4) Exposición de las poblaciones humanas

En Bolivia no se han reportado casos de intoxicación humana por mercurio que hayan causado

enfermedades fuertes o la muerte de los individuos; sin embargo existen cuatro estudios de las

concentraciones de mercurio en poblaciones humanas de la cuenca del Beni y del extremo norte


amazónico boliviano; de los cuales 3 presentan niveles que sin sobrepasar el nivel de toxicidad

reconocido internacionalmente (10 µg.g-1, valores OMS) se acercan de este valor (Barberi 20061). La

región Amazónica boliviana es por lo tanto sensible a este tipo de contaminación y mas todavía la

seguridad alimentaria del país por lo que el pescado amazónico se comercializa cada vez más en

todos los mercados de las grandes ciudades bolivianas.

Las cuatro partes de este estudio convergen en la conclusión que el río Iténez presenta una

concentración de mercurio en aguas, peces y poblaciones ribereñas mas alta que lo que se

espera en condiciones naturales. Esa situación se puede probablemente relacionar al nivel de

degradación general de la cuenca, afectada en múltiples lugares por actividades antrópicas

que provocan una erosión. Sin embargo en la actualidad para ninguno de los compartimentos

estudiados, las concentraciones observadas se encuentran críticas y por encima de las

normas vigentes. La situación es todavía buena pero recomendamos que se tome

precauciones acerca de su evolución.

La situación en los ríos poco intervenidos San Martín y Blanco corresponde a un nivel “natural” de

concentración de mercurio en el sistema y los organismos. Se puede pensar que este nivel es mas o

menos estable en el tiempo y seguirá estable mientras la cuenca sigua en un buen estado de

conservación. Al contrario en el río Iténez, debido a su situación de colector de subcuencas en las

cuales la presión antrópica se esta incrementando, es probable que los aportes de mercurio al

sistema se encuentren en una fase ascendente y por lo tanto es posible que la contaminación se

acentué en el futuro (Figura V.2). Recomendamos entonces que se busca determinar la velocidad de

evolución de la contaminación. Esa preocupación necesita a su vez un monitoreo y una

investigación avanzada que pueda dar elementos para la evaluación de los principales parámetros

descritos anteriormente. Los resultados permitirán estimar cuales son los riesgos de alcanzar un

nivel de concentración crítico y a cuanto plazo (Figura V.2) y así anticipar el impacto de la

contaminación y tomar la decisiones necesarias en termino de salud pública.

1 - Barberi F. 2006.Exposición al mercurio en una población del Bajo río Beni, temporada seca 2005. Tesis Maestría en salud pública. UMSA La Paz, Bolivia, 82p.


Figura V.2- ¿Cual es el futuro de las concentraciones en mercurio en el río Iténez?, ¿A que plazo podemos estimar que las concentraciones alcanzarán niveles considerados tóxicos? El diagnostico 2007 indica un desfase en el río Iténez (Izquierda), pero no podemos evaluar su evolución en el tiempo (Derecha).

diagnostico de la contaminaciÓn por el mercurio en … · contaminación por el mercurio en la...

Documents